Introducción

Las aguas residuales municipales y domésticas tienen grandes cantidades de bacterias coliformes y patógenos que se deben remover para evitar riesgos a la salud y la contaminación ambiental (^{Tchobanoglous et al. 2003}). La eficiencia de una planta de tratamiento de aguas residuales depende de la cantidad y calidad del agua residual, de las condiciones y del tipo de recolección, de la fuente, uso de equipamiento técnico, del clima y de muchos otros factores (^{Vítěz et al. 2012}). En las plantas depuradoras se remueven contaminantes en cada fase de tratamiento. Por ejemplo, un porcentaje importante de materia orgánica se remueve en el tratamiento primario y secundario. Sin embargo, en el caso de las bacterias coliformes es necesario aplicar un tratamiento terciario para su remoción (^{Hammer y Hammer 2001}). En esta última fase se combinan tratamientos para alcanzar niveles de remoción de microorganismos que cumplan con los límites máximos establecidos en la normatividad mexicana (^{Jiménez 2010}). Existen varios Métodos para remover o inactivar los coliformes, como la radiación ultravioleta (^{Beltrán y Jiménez 2008}, ^{Amin et al. 2010}); combinación de lodos activados con bioreactor de membrana (^{Arévalo et al. 2009}); sistema biológico y desinfección a base de cloro-gas (^{Bolzonella et al. 2010}); sistema de lodos activados combinado con reactor anaerobio de flujo ascendente (^{Kumar y Patel 2011}); materiales filtrantes (^{Mwabi et al. 2012}); entre otros.

En relación con los sistemas filtrantes, como los humedales construidos, se ha visto que tienen buena capacidad de remoción de bacterias coliformes. Los humedales construidos su pueden dividir, con base en el flujo de agua, en superficiales, subsuperficiales e híbridos o combinados; los de flujo subsuperficial se subdividen en horizontales y verticales (^{Vymazal 2011}). Al respecto ^{Hagendorf et al (2005)} señala que con un buen pretratamiento y humedal construido de flujo vertical, se logra reducir la concentración de coliformes fecales en 10⁴ bacterias por 100 mL. Mientras que ^{Lara y Vera (2005)} reportan remociones del 80 % con un humedal construido de flujo subsuperficial. En tanto que ^{Herrera-Melián et al. (2010)} con humedales construidos híbridos de flujo vertical y flujo subsuperficial horizontal tuvieron remociones mayores del 78 % de contaminantes y del 99.5 % de coliformes fecales. También se ha reportado que el humedal construido de flujo vertical es confiable en la operación y proporciona una mejor remoción de bacterias que el humedal de flujo horizontal (^{Windward et al. 2008}). Por lo que los humedales naturales y construidos pueden remplazar el tratamiento terciario (^{Carey y Migliaccio 2009}). Por lo anterior el objetivo del trabajo fue evaluar la eficiencia de remoción de coliformes totales (CT), Eschercihia coli (EC) y la demanda química de oxígeno (DQO) del agua residual cruda de una casa habitación.

Materiales y Métodos

Se utilizó un sistema de tratamiento de agua residual doméstica (STARD), que se instaló en una casa habitación en San Matías Tepetomatitlán, Tlaxcala, México. Se contruyó con un reactor secuencial por lotes (RSL) de lodos activados y un humedal construido de flujo vertical (HCFV) (Figura 1). El suministro de oxígeno en el RSL se realizó con un aireador superficial modelo AQUAmax^® Classic Z fabricado por ATB. En cada ciclo de operación el RSL trató 300 L de agua residual por 8 h. El agua residual tratada (ART1) se bombeó al HCFV. El efluente del HCFV (ART2), se almacenó en un depósito para su posterior reúso; el área del HCFV fue de 7.29 m² y de 0.8 m de altura. Para la construcción del HCFV se excavó una fosa y se colocó una lámina de polipropileno de 0.6 mm como impermeabilizante. El medio filtrante fue una capa de arena de 70 cm, la cual se colocó entre dos capas de grava de 10 cm, una en el fondo y la otra en la parte superior. La arena se cribó con un tamiz comercial calibre 8X8, para luego lavar con agua de la llave para eliminar la arcilla adherida. La granulometría de la arena fue d9 = 0.177, d50 = 0.59, d85 = 1 y d100 = 3.15. Su conductividad hidráulica saturada fue de 0.49 cm s^-1, que corresponde a una arena bien graduada (^{Fetter 2001}). En el HCFV se sembró carrizo (Arundo donax) a densidad de cinco plántulas por m². El humedal estuvo a la intemperie bajo condiciones climáticas de la localidad. Para la aplicación del ART1 al HCFV, se le colocó en la parte superior una red de tubos de PVC.

Figura 1. Sistema de tratamiento de agua residual doméstica (Aquatec México). 

Para cuantificar las remociones de CT y EC, se tomaron muestras del agua residual cruda del tanque amortiguador (ARC), del ART1 y ART2. Las muestras de agua se recolectaron en frascos de 100 mL que se guardaron en una hielera para trasladarse al laboratorio, para cuantificar el número más probable (NMP). En total se realizaron 11 muestreos, uno en diciembre de 2010; en 2011 se realizaron muestreos en marzo, abril y junio; en enero y septiembre se realizaron dos y en febrero tres. Los muestreos se utilizaron para cuantificar la remoción de la demanda química de oxígeno (DQO). El porcentaje de remoción (PR) de CT, EC y de DQO, en el RSL y en el HCFV se calculó con la fórmula:

Para conocer el comportamiento de la tasa del efluente y de las concentraciones de CT y EC con respecto al tiempo en la salida del HCFV, se midió el volumen del efluente cada cinco minutos y se realizaron muestreos de agua en intervalos regulares, durante la duración de la descarga. Las muestras de agua se trataron de la misma manera que se hizo en la cuantificación del PR. Para la tasa del efluente con respecto al tiempo, se realizaron ocho sesiones de medición y para la tasa del efluente junto con las concentraciones de CT y EC se realizaron cuatro sesiones. La relación entre la tasa del efluente y las concentraciones de CT y EC se cuantificó por el coeficiente de correlación, para luego graficar las variables con respecto al tiempo.

La cuantificación del NMP de CT y EC en 100 mL de muestra se realizó empleando el método desarrollado por IDEXX Laboratories (Westbrook ME) que usa la técnica DST^® (Defined Sustrate Technology). Esta técnica emplea dos sustratos enzimáticos, uno es el cromógeno que reacciona con la enzima que se encuentra en CT (galactosidasa) y el otro es un fluorogen que reacciona con una enzima que se encuentra en EC (glucuronidasa). La DQO se cuantificó empleando el método de digestión con dicromato de potasio (^{O'Dell 1993}), utilizando un termoreactor HANNA HI 938800 y la cuantificación con un fotómetro multiparámetrico HANNA HI 83099. Los datos se analizaron con estadística descriptiva, desviación estándar y coeficiente de variación. También se calcularon correlaciones entre las variables con el programa Statistica^®.

Resultados

De las 69 muestras de agua obtenidas en el STARD se obtuvieron 52 datos útiles, debido a CT y EC de 17 muestras tuvo valores fuera del límite de detección del conteo (Tabla 1). Los datos muestran que los valores de los parámetros tuvieron una tendencia a disminuir de la entrada a la salida del sistema. El coeficiente de variación (CV) de la DQO fue menor en el RSL, mientras que CT y EC incrementaron de la entrada a la salida. Los datos de DQO en el RSL presentaron los menores CV y los CT en HCFV tuvieron los mayores valores de CV.

Tabla 1. Parámetros medidos en el agua del sistema de tratamiento. 

DQO= Demanda química de oxígeno, CT= coliformes totales, EC= Escherichia coli (EC), ARC= agua residual cruda del tanque amortiguador, ART1= agua residual tratada en los lodos activados, ART2= agua residual tratada en el humedal construido, DE=desviación estándar, CV= coeficiente de variación. * Unidades mg L-1, ** Unidades NMP en 100 mL, donde NMP es el número más probable.

Los coeficientes de correlación se presentan en la Tabla 2. Las correlaciones entre la DQO y CT, DQO y EC fueron no significativas en los dos tratamientos. Mientras que el coeficiente de correlación entre CT y EC fue significativo a un α=0.05, en las tres fases del sistema de tratamiento. Las pendientes de las ecuaciones de regresión entre CT y EC fueron positivas del orden de 0.5 en el influente y en el RSL, y disminuyó a 0.3 en el HCFV.

Tabla 2. Correlaciones de las variables en las fases del sistema de tratamiento de agua residual doméstica. 

R = coeficiente de correlación, DQO = demanda química de oxígeno, CT =coliformes totales, EC = Escherichia coli.

Los porcentajes de remoción (PR) de los procesos RSL, HCFV y total del sistema se presentan en la Tabla 3. Los PR promedio del sistema fueron del 92.87 %, 99.84 % (4.52 unidades log₁₀) y 99.92 % (4.92 unidades log₁₀) para DQO, CT y EC, respectivamente. Los promedios y mínimos del PR para DQO, CT y EC fueron mayores en el RSL que en el HCFV; los máximos del PR para CT y EC fueron mayores en el HCFV. La remoción tuvo mayor coeficiente de variación y desviación estándar en el proceso del HCFV que en el del RSL, mientras que la DQO tuvo mayor variación que el CT y EC. Las remociones en el RSL fueron de 79.72, 98.62 (2.51 unidades log₁₀) y 99.03 % (2.81 unidades log₁₀) para los parámetros de DQO, CT y EC, respectivamente. En el HCFV los porcentajes de remoción fueron del 75.59, 95.42 (1.92 unidades log₁₀) y 97.15 % (2.34 unidades log₁₀), de los tres parámetros evaluados, respectivamente. La contribución del HCFV en la remoción total del sistema fue del 14.53, 1.22 y 0.88 % para DQO, CT y EC, respectivamente.

Tabla 3. Estadística Básica del Porcentaje de Remoción (%) de la DQO, CT y EC en el RSL, HCFV y Total del sistema de tratamiento de agua residual doméstica. 

RSL = reactor secuencial por lotes, HCFV = humedal construido de flujo vertical, DQO = demanda química de oxígeno, CT= coliformes totales, EC= Escherichia coli, DE= desviación estándar, CV= coeficiente de variación, HCFV*= Contribución al porcentaje total de remoción. Números entre paréntesis indican la remoción de bacterias en unidades logarítmicas base 10.

Los datos de las mediciones del volumen del efluente en el HCFV con respecto al tiempo, se encuentran en la Figura 2. El tiempo en que se registró flujo en la salida del HCFV por la aplicación de ART1 fue de 10 min después de cada inicio del riego. El flujo aumentó hasta alcanzar su máximo valor a los 50 min y después descendió de forma paulatina. Las curvas de los flujos están sesgadas a la izquierda; el mayor flujo fue de 106.8 mL min^-1 y el menor de 9.46 mL min^-1, los cuales se registraron en los muestreos del 13 de julio y 8 de agosto, respectivamente. El flujo promedio fue de 42.0 mL min^-1 con desviación estándar de 33.3 mL min^-1.

Figura 2. Variación del flujo en el efluente del humedal construido durante la medición. 

Las variaciones de las concentraciones de CT, EC y la tasa del efluente del HCFV con respecto al tiempo de medición se encuentran en la Figura 3. Se observa que las concentraciones de CT y EC tuvieron el mismo comportamiento que la tasa del efluente del HCFV. Las concentraciones de microorganismos aumentaron de forma proporcional con la tasa del efluente. Los picos de CT estuvieron entre 31 062 NMP (100 mL)^-1 el 21 de noviembre y 1 976 NMP (100 mL)^-1 el 28 de septiembre. Para EC los picos estuvieron entre 24 066 NMP (100 mL)^-1 y 1 226 NMP (100 mL)^-1 en las mismas fechas de CT. El menor promedio de CT y EC se obtuvo el 28 de septiembre y el mayor promedio el 21 de noviembre. La menor variación de las concentraciones de estos microorganismos se obtuvo en el muestro del 28 de septiembre.

Figura 3. Concentraciones de CT, EC y tasa del efluente del HCFV con respecto al tiempo. 

Discusión

El ARC generado tuvo concentraciones en NMP (100 mL) de CT entre 10⁵ y 10⁷, concentraciones menores en dos unidades log al compararlos con los valores de 10⁷ y 10⁹ reportados por ^{Tchobanoglous et al. (2003)}, para EC la media geométrica fue mayor al reportado para agua residual cruda y para efluentes de tanques amortiguadores (^{Lowe et al. 2009}). Las concentraciones de DQO en el ARC se encontraron entre 164 y 1 497 mg L^-1, intervalo que se encuentra fuera de los límites de la tabla guía de ^{Tchobanoglous et al. (2003)}. Sin embargo, el promedio de 528 mg L^-1 de DQO fue mayor que el valor de concentración media de la tabla, y mayor al valor de 444 mg L^-1 de DQO reportado por ^{Lowe et al (2009)} para efluentes de tanques sépticos. Los valores obtenidos de DQO posiblemente se deban a que el STARD se instaló cerca de la casa y por lo tanto, el efluente no se diluyó por la entrada de agua con menor concentración de contaminantes como puede ocurrir en la red de drenaje.

Los bajos valores de los coeficientes de correlación entre el NMP de CT, EC y DQO, indican que no hubo asociación entre variables microbiológicas y químicas, en las tres fases de la STARD. Sin embargo, los coeficientes de correlación entre estas variables aumentaron en cada proceso de tratamiento. Lo que indica que el agua residual generada, contiene compuestos químicamente oxidables que no tienen relación con los microorganismos coliformes. Al respecto ^{Olutiola et al. (2010)} y ^{Kumar-Tyagi et al. (2008)}, en plantas de tratamiento, y ^{Kagalou et al. (2002)} en cuerpos de agua, encontraron relación entre la demanda bioquímica de oxígeno y las bacterias coliformes. Sin embargo, ^{Hammer y Hammer (2001)}, señalan que existe relación no uniforme entre la DQO y la DBO, y entre la DQO y las bacterias coliformes.

El porcentaje promedio de remoción de DQO fue del 93 % en la STARD de lodos activados y HCFV, es comparable con la eficiencia reportada en plantas de lodos activados de flujo continuo (^{Oliveira y Von Sperling 2011}). Altos valores de remoción de DQO han sido obtenidos en experimentos controlados en laboratorio, como los realizados por ^{Magnaye et al. (2009)} y ^{Syamimi-Musa y Azlina- Ahmad (2010)}. En la mayoría de los casos las eficiencias de remoción en plantas de tratamiento, son inferiores al 90 % (^{Oliveira y Von Sperling 2011}, ^{Suhendrayatna et al. 2012}, ^{Panigatti et al. 2013}).

Las muestras del efluente del proceso de RSL tuvieron concentraciones de DQO promedio de 25.7 mg L^-1, por lo que cumplen con el límite de DBO establecido (^{SEMARNAP 2003a}), ya que la relación DBO/DQO para aguas residuales tratadas es de 0.1 a 0.3 (^{Tchobanoglous et al. 2003}). Sin embargo, la remoción de CT y EC por el RSL no es la adecuada para reúso de agua residual tratada en riego agrícola (^{SEMARNAP 2003a}) y en servicios al público con contacto directo, indirecto u ocasional (^{SEMARNAP 2003b}). Pero con la implementación del HCFV después de los lodos activados, las concentraciones de DQO y bacterias fueron menores.

Las curvas de la tasa del efluente del HCFV con respecto al tiempo (Figura 2) tuvieron tendencias típicas de las obtenidas en la aplicación de trazadores en forma de pulsos a medios porosos. Este tipo de curvas de campana asimétricas sesgadas a la izquierda han sido obtenidas en experimentos de inyección de trazadores en humedales de flujo horizontal (^{Kadlec y Wallace 2009}, ^{Zahraeifard y Deng 2011}), y en humedales de flujo vertical con bombeo continuo (^{Herrera-Melían et al. 2010}). Al respecto ^{Toscano et al. (2009)}, ^{Langergraber (2007}, ²⁰⁰⁸⁾ en humedales construidos de flujo vertical y ^{Dittmer et al. (2005)} en columnas, reportan el mismo tipo de curvas cuando aplican carga hidráulica intermitente. Las variaciones de las tasas del efluente (Figura 2), se deben a que el proceso de infiltración es extremadamente sensible a la variación de las condiciones ambientales y a la combinación de condiciones como la carga hidráulica, la forma de drenar en el fondo del sistema y la carga de presión en la superficie.

La Figura 3 muestra las tasas del efluente y las concentraciones de CT y EC en la salida del HCFV con respecto al tiempo. Se observa una relación entre la tasa del efluente y las concentraciones de CT y EC. Esta relación medida con el coeficiente de correlación, tiene valores entre 0.747 y 0.965 para la tasa del efluente y CT, y entre 0.688 y 0.973 para la tasa del efluente y EC. La forma de las curvas de CT y EC, se encuentran sesgadas a la izquierda, similares a las obtenidas en pruebas al inyectar trazadores en pulsos a medios porosos (^{Kadlec y Wallace 2009}, ^{Zahraeifard y Deng 2011}).

Generalmente los trazadores no son retenidos en la superficie del medio poroso, debido a que las cargas eléctricas de sus superficies son iguales. En el caso particular de las bacterias gram-negativas como EC, se sabe que la carga neta superficial de su membrana en sistemas naturales acuáticos es negativa (^{Foppen y Schijven 2006}). La cual se origina de las moléculas superficiales expuestas, principalmente de lipopolisacáridos (^{Coughlin et al. 1983}), y de cantidades traza de sustancias poliméricas extracelulares en la parte externa de la membrana celular (^{Walker et al. 2005}). La carga eléctrica negativa de la membrana de las bacterias explica el comportamiento de la concentración de CT y EC, en el efluente del HCFV, la cual es semejante al de los trazadores. Los resultados muestran que existe retención de estas bacterias en la superficie del medio poroso. Estas discrepancias se atribuyen a las heterogeneidades de carga eléctrica en la superficie en los granos de arena y por factores como las fuerzas fisicoquímicas, involucrados en la retención de bacterias y coloides en medios porosos (^{Torkzaban et al. 2008}). Entre los factores se encuentra que la membrana de Escherichia coli es negativa, como la de Campilobacter jejuni (^{Bolster et al. 2006}); a mayor carga hidráulica disminuye la retención (^{Guber et al. 2005}); cuando el grano de arena es más fino hay mayor filtración de las bacterias (^{Entry y Farmer 2001}); la predación por protozoarios y la lisis son los principales mecanismos de remoción (^{Wand et al. 2007}) y el mayor contenido de materia orgánica, disminuye la fijación de bacterias (^{Landa-Cansigno et al. 2013}). Por lo que la retención de CT y EC en el humedal construido es un proceso en el que interactúan múltiples factores, que hacen que sea un proceso complejo.

Conclusiones

Las concentraciones de DQO y EC en el agua residual cruda son mayores a lo reportado, pero las concentraciones de CT son menores. El coeficiente de correlación indica que no hubo relación entre los valores de DQO con los de CT y EC. El sistema de tratamiento empleado produjo una remoción promedio de 4.52 y 4.92 unidades log para CT y EC, respectivamente, y de 93 % para DQO. Con la combinación de los procesos de lodos activados y el humedal construido, se tuvo agua residual tratada que cumple con los límites establecidos en la normatividad mexicana para reúso con contacto directo. La variación de las curvas de las tasas del efluente de la salida del humedal es un indicio de que el proceso de filtración es sensible a las condiciones ambientales y del humedal. Se observó relación entre la tasa del efluente del humedal y las concentraciones de CT y EC, por lo que la retención de bacterias por el medio filtrante, se debe a la combinación de diversos factores.