“UTILIZACIÓN DE MACRÓFITAS ACUÁTICAS PARA LA REMOCIÓN DE …

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“UTILIZACIÓN DE MACRÓFITAS ACUÁTICAS PARA LA REMOCIÓN DE NUTRIENTES Y METALES EN AGUAS DESTINADAS AL CONSUMO HUMANO

– CASO PLANTA DE TRATAMIENTO DE TIBITOC”

DIEGO FERNANDO RODRÍGUEZ OSPINA

Tesis presentada como requisito para optar al título de Magíster en Ingeniería Civil en el área de Ingeniería Ambiental

Director: Dr. EUGENIO GIRALDO GOMEZ

Codirector: Dr. LUIS ALEJANDRO CAMACHO

BOGOTA, D.C.

UNIVERSIDAD DE LOS ANDES

FACULTAD DE INGENIERIA DEPARTAMENTO DE INGENIERIA CIVIL

Enero, 2004

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DEDICATORIA

A Dios por brindarme la oportunidad de ser un mejor ser humano.

A mi padre quien me inculcó que el camino verdadero para llegar a las metas se

basa en el esfuerzo personal, el respecto por uno mismo y por los demás.

A mi madre quien con cariño me expresa su apoyo incondicional.

A mis hermanos y sobrinos por la motivación y la confianza que me brindaron para

alcanzar, una de más de las metas propuestas.

A mis compañeros y amigos.

DIEGO F. RODRÍGUEZ

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AGRADECIMIENTOS

Al Ingeniero José Quevedo, por su confianza y apoyo permanente.

Al Ingeniero José Vicente Sánchez por su colaboración, tiempo facilitado y respaldo logístico en el desarrollo del proyecto.

A la Bióloga Dora Solano por su aporte profesional al desarrollo del proyecto.

Al Ingeniero Jhon Jairo Rodríguez por su apoyo logístico.

Al Ingeniero Jairo Cifuentes por su colaboración incondicional.

Al ingeniero Luis Camacho por su dedicación y tiempo en la elaboración de la tesis, como co-director del proyecto.

Al laboratorio del Centro de Investigación de Ingeniería Ambiental, en especial a Olga Gómez, por su colaboración profesional.

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TABLA DE CONTENIDO

Página

CAPÍTULO 1: INTRODUCCIÓN 1

1.1 Aspectos generales 1 1.2 Definición del problema 1 1.3 Objetivos de la tesis 3 1.4 Metodología 4 1.5 Principales resultados 6 1.6 Resumen de contenido 8

CAPÍTULO 2: ESTADO DEL ARTE DE UTILIZACIÓN DE MACRÓFITAS ACUÁTICAS 9

2.1 Macrófitas acuáticas 9 2.1.1 Eichhornia crassipes 9

2.1.1.1 Morfología 9 2.1.1.2 Crecimiento 11

2.1.1.3 Hábitat 13 2.1.1.4 Ecofisiología 13 2.1.1.5 Tasa de crecimiento y productividad 16

2.1.1.6 Descomposición 19 2.1.1.7 Aprovechamiento 20 2.1.1.8 Técnicas de evaluación 22

2.2 Sistemas de tratamiento con macrófitas acuáticas 25

2.3 Control de zonas cubiertas con macrófitas acuáticas 31

2.3.1 Control biológico 32 2.3.2 Control químico 33

2.3.3 Control mecánico 33 CAPÍTULO 3: PLANTA DE POTABILIZACIÓN DE AGUA DE TIBITOC 35

3.1 Descripción de los procesos en la planta de Tibitoc 35 3.1.1 Captación 36 3.1.2 Presedimentación 37 3.1.3 Coagulación y floculación 38 3.1.4 Sedimentación 42 3.1.5 Filtración 42 3.1.6 Desinfección y acondicionamiento 43

3.2 Calidad del agua cruda 44

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Página CAPÍTULO 4: DESARROLLO EXPERIMENTAL 46

4.1Selección y caracterización de la especie 46 4.1.1 Selección de la especie(s) de macrófitas de interés para el estudio 46 4.1.2 Caracterización de la especie 47

4.1.2.1 Densidad de las plantas 48 4.1.2.2 Crecimiento 48 4.1.2.3 Secado 49

4.2 Evaluación del comportamiento del sistema experimental 50

4.2.1 Diseño, construcción y puesta en marcha del sistema experimental 50 4.2.2 Descripción del sistema experimental 51 4.2.3 Ensayo con trazadores 53 4.2.4 Adaptación y estabilización del sistema 54 4.2.5 Operacionalización del sistema 54 4.2.6 Identificación de variables 55 4.2.7 Muestreo 56 4.2.8 Procesamiento de datos 57

CAPÍTULO 5: RESULTADOS Y DISCUSIÓN 59

5.1 Selección y caracterización de la especie 59

5.1.1 Inventario de macrófitas 59 5.1.2 Densidad 61

5.1.3 Crecimiento 62 5.1.4 Secado 65

5.2 Ensayo con trazadores 66 5.3 Evaluación de la eficiencia del sistema experimental 67

5.3.1 Evaluación de las tasas de remoción 68 5.3.1.1 Nitrógeno 68 5.3.1.2 Fósforo total 76 5.3.1.3 Carbón orgánico total 79 5.3.1.4 Hierro total y soluble 81 5.3.1.5 Manganeso total y soluble 84

5.3.2 Impacto de los sistemas de macrófitas sobre otros parámetros de calidad de agua 87

5.3.2.1 Turbiedad y color 88 5.3.2.2 Sólidos totales 90 5.3.2.3 Conductividad 90 5.3.2.4 pH y alcalinidad 92 5.3.2.5 Oxígeno disuelto y temperatura 96 5.3.2.6 Densidad de algas 99

5.4 Selección del mecanismo de control 100

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5.5 Determinación del área de siembra óptima 102

5.5.1 Reducción de costos de tratamiento 102 5.5.2 Costo de cosecha y disposición del buchón 104

Página CAPÍTULO 6: CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES 108

6.1 Conclusiones 108

6.2 Recomendaciones 111 CAPÍTULO 7: BIBLIOGRÍA 113

ANEXOS

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LISTA DE TABLAS

Página

Tabla 1. Concentración de proteínas en el buchón de agua 21 Tabla 2. Tasas de remoción de metales obtenidas por Wolverton 26 Tabla 3. Comparación de un biosistema con buchón de agua y una laguna facultativa 28 Tabla 4. Parámetros de operación de la dársena de presedimentación 38

Tabla 5. Operación del sistema experimental 55 Tabla 6. Periodos de muestreo sistema experimental 57 Tabla 7. Inventario de macrófitas en la zona piloto 60 Tabla 8. Densidades de planta de buchón en la zona piloto 61 Tabla 9. Ganancia de biomasa del buchón en limnocorral 62 Tabla 10. Pérdida de peso del buchón durante el secado a diferentes condiciones 65 Tabla 11. Eficiencias de remoción del sistema experimental para 2 días de tiempo de retención hidráulico 68 Tabla 12. Eficiencias de remoción del sistema experimental para 5 días de tiempo de retención hidráulico 69 Tabla 13. Eficiencias de remoción del sistema experimental para 8 días de tiempo de retención hidráulico 69 Tabla 14. Reducción de costos de tratamiento en función del área de siembra 103 Tabla 15. Costo del control mecánico 105

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LISTA DE FIGURAS

Página

Figura 1. Morfología de Eichhornia crassipes 10 Figura 2. Ciclo de vida de la Eichhornia crassipes 12 Figura 3. Limnocorrales para el confinamiento del buchón acuático 24 Figura 4. Ubicación general de la planta de potabilización de Tibitoc 36

Figura 5. Dársena de presedimentación planta de Tibitoc 37 Figura 6. Diagrama de coagulación para las especies de aluminio

planta de Tibitoc 41 Figura 7. Localización del sistema experimental y zona piloto – dársena

de presedimentación planta de Tibitoc 47

Figura 8. Esquema de flujo del sistema experimental 52

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LISTA DE GRÁFICOS

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Gráfico 1. Curva de crecimiento del buchón de agua 63 Gráfico 2. Curva de crecimiento del buchón de agua 64 Gráfico 3. Secado plantas de buchón 66 Gráfico 4. Ensayo con trazadores 67 Gráfico 5. Eficiencia de remoción (N inorgánico) 70 Gráfico 6. Eficiencia de remoción (N – NH4

+) 70 Gráfico 7. Eficiencia de remoción (N – NO2

-) 71 Gráfico 8. Eficiencia de remoción (N – NO3

=) 71 Gráfico 9. Tasas de remoción (N – NH4

+) 72 Gráfico 10. Tasas de remoción (N – NO2

-) 73 Gráfico 11. Tasas de remoción (N – NO3

=) 73 Gráfico 12. Tasas de remoción vs concentración en el influente (N – NH4

+) 74 Gráfico 13. Tasas de remoción vs concentración en el influente (N – NO2

-) 74 Gráfico 14. Tasas de remoción vs concentración en el influente (N – NO3

=) 75 Gráfico 15. Eficiencia de remoción (P Total) 77 Gráfico 16. Tasas de remoción (P Total) 77 Gráfico 17. Tasas de remoción vs concentración en el influente (P Total) 78 Gráfico 18. Eficiencia de remoción (COT) 79 Gráfico 19. Tasas de remoción (COT) 80 Gráfico 20. Tasas de remoción vs concentración en el influente (COT) 80

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Página

Gráfico 21. Eficiencia de remoción (Fe Total) 81 Gráfico 22. Eficiencia de remoción (Fe soluble) 82 Gráfico 23. Tasas de remoción (Fe Total) 83 Gráfico 24. Tasas de remoción (Fe soluble) 83 Gráfico 25. Tasas de remoción vs concentración en el influente (Fe Total) 84 Gráfico 26. Eficiencia de remoción (Mn Total) 85 Gráfico 27. Eficiencia de remoción (Mn soluble) 85 Gráfico 28. Tasas de remoción (Mn Total) 86 Gráfico 29. Tasas de remoción (Mn soluble) 86 Gráfico 30. Tasas de remoción vs concentración en el influente (Mn Total) 87 Gráfico 31. Eficiencia de remoción (Turbiedad) 88 Gráfico 32. Eficiencia de remoción (Color aparente) 89 Gráfico 33. Eficiencia de remoción (Sólidos Totales) 90 Gráfico 34. Eficiencia de remoción (Conductividad) 91 Gráfico 35. Eficiencia de remoción (pH) 92 Gráfico 36. Eficiencia de remoción (Alcalinidad Total) 93 Gráfico 37. Comportamiento horario del pH (Reactor con buchón) 94 Gráfico 38. Comportamiento horario del pH (Control) 94 Gráfico 39. Comportamiento horario alcalinidad (Reactor con buchón) 95 Gráfico 40. Comportamiento horario alcalinidad (Control) 95

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Gráfico 41. Eficiencia de remoción (Oxígeno disuelto) 97 Gráfico 42. Comportamiento horario del oxígeno (Reactor con buchón) 97

Página

Gráfico 43. Comportamiento horario del oxígeno (Control) 98 Gráfico 44. Eficiencia de remoción (Densidad de algas) 100 Gráfico 45. Relación costo – beneficio 106

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LISTA DE ANEXOS

Anexo 1. Densidades de plantas de buchón por cuadrante evaluado en la zona piloto. Anexo 2. Resultados del ensayo con trazadores. Anexo 3.1. Muestreo simple – tiempo de retención hidráulico de 2 días. Anexo 3.2. Muestreo simple – tiempo de retención hidráulico de 5 días. Anexo 3.2. Muestreo simple – tiempo de retención hidráulico de 5 días. Anexo 4.1. Muestreo compuesto – tiempo de retención hidráulico de 2 días. Anexo 4.2. Muestreo compuesto – tiempo de retención hidráulico de 5 días. Anexo 4.3. Muestreo compuesto – tiempo de retención hidráulico de 8 días. Anexo 5. Cálculo del costo unitario por cosecha, transporte y disposición final del buchón.

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CAPÍTULO 1: INTRODUCCIÓN

1.1 Aspectos generales

Tradicionalmente en los sistemas de potabilización prevalecen los procesos fisicoquímicos. Sin embargo, debido al progresivo deterioro de las fuentes de

abastecimiento, estos procesos resultan cada vez más costosos y especializados.

Los sistemas de tratamiento acuáticos surgen entonces como una alternativa adecuada para ser incorporada en los esquemas de potabilización. En ellos las

plantas acuáticas, conocidas también como macrófitas, por ser macroscópicas, funcionan como filtros biológicos removiendo tanto sustancias biodegradables como no biodegradables, nutrientes, sustancias tóxicas y microorganismos

patógenos (Lord,1982). Estos sistemas aunque son de bajo costo han sido desarrollados, especialmente en los países industrializados, para el tratamiento de aguas residuales debido a la calidad de los efluentes obtenidos (Tchobanoglous,

1986 ; Kawai et al.,1987).

En los cuerpos de agua de la Sabana de Bogotá se han identificado cerca de 98 especies de macrófitas acuáticas, que pueden ser clasificadas según su hábitat

en: marginales, emergentes, flotantes ó sumergidas (Schmidt,1997). Cada especie tiene una capacidad especifica de absorción de nutrientes y bioacumulación de metales; así como condiciones especificas de adaptabilidad.

1.2 Definición del problema

Considerando que la fuente de abastecimiento principal de la planta de Tibitoc es

el Río Bogotá, serían varias las ventajas que tiene la incorporación de un sistema de tratamiento con macrófitas en el esquema de tratamiento de la planta. A continuación se presentan algunas de ellas:

• La concentración normal de manganeso en el agua del Río Bogotá, a la

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altura de la Planta de Tibitoc, fluctúa entre 0.03 y 0.1 mg/L. Sin embargo,

durante algunos eventos de contaminación el río ha alcanzado concentraciones de este metal hasta de 0.4 mg/L, generando serios problemas a la operación de la planta.

Como solución se han planteado diferentes alternativas de tratamiento fisicoquímicos (oxidación química e intercambio iónico, entre otros). Estos sistemas presentan características comunes: inversión inicial alta, alto costo de

operación y mantenimiento, necesidad de mano de obra más calificada e incluso dificultad de consecución de insumos químicos, por ser declarados como restringidos por la Dirección Nacional de Estupefacientes. Estas

limitaciones abren el camino a los procesos de remoción biológica de manganeso.

• La presencia de nutrientes en el agua fomenta el crecimiento de algas, las

cuales disminuyen las carreras de filtración y generan problemas de olor y sabor, entro otros. Adicionalmente, el nitrógeno en sus formas no oxidadas aumenta la demanda de cloro.

• La cobertura vegetal en la dársena de presedimentación limita la disponibilidad de luz, evitando la proliferación de algas.

• La presencia de macrófitas aumenta la resistividad hidráulica favoreciendo

la eficiencia de remoción de la turbiedad, lo que a su vez incide en la disminución de las dosis de coagulante.

• Debido a la alta densidad que presentan las poblaciones de macrófitas,

estas puedes servir como barreras físicas de control de derrames. Este aspecto es muy importante, ya que la probabilidad de ocurrencia de un derrame es alta debido a los asentamientos industriales ubicados aguas

arriba de la planta y a la situación de orden público del país.

En general, incorporar un sistema de tratamiento con macrófitas en la dársena de presedimentación de la planta de Tibitoc, en condiciones controladas, permite

mejorar la calidad del agua a tratar, disminuye los consumos de insumos químicos y aumenta la confiabilidad en la operación de la planta.

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Por otro lado, debido a su rápido crecimiento las macrófitas acuáticas han sido

consideradas por varios autores como una plaga, ya que en ocasiones llegan a invadir lagunas y generan varios problemas (Arrivallaga,1978). Este crecimiento esta condicionado por diferentes variables entre las cuales predominan la

temperatura, la radiación solar y la concentración de nutrientes en el agua.

Determinar la tasa de crecimiento, en las condiciones especificas de la dársena de presedimentación de la planta de Tibitoc, es indispensable para definir la magnitud

y frecuencia del control.

El control de las zonas sembradas con macrófitas acuáticas puede hacerse biológica, mecánica o químicamente (Reddy et al.,1984). El mecánico parece el

más eficiente por ser costeable, rápido y ambientalmente seguro, en especial considerando el uso del agua para potabilización.

Las plantas cosechadas en los sistemas de tratamiento pueden ser utilizadas en la

alimentación animal y en la producción de biogás, entre otras alternativas (Reddy et al.,1984).

La sedimentación que ocurre en la dársena de presedimentación de la planta, es

otro de los factores que contribuye a la remoción de metales y de nutrientes, especialmente fósforo. El profundo entendimiento de este proceso en las condiciones de interés, es clave para determinar la remoción real debida a las

macrófitas acuáticas y para plantear alternativas de optimización de este proceso físico de la planta de tratamiento.

1.3 Objetivos de la tesis

El trabajo de investigación que se expone en el presente documento tiene como objetivo principal determinar la especie o especies de macrófitas acuáticas y el

área de siembra optima para la remoción de nutrientes (N, C y P) y metales (Fe y Mn) en la dársena de presedimentación de la Planta de Tibitoc. Para esto se desarrollan los siguientes objetivos específicos:

1. Seleccionar y caracterizar la especie ó especies de macrófitas acuáticas de interés para el estudio.

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2. Determinar para la especie seleccionada las tasas de remoción de nitrógeno,

carbono, fósforo, hierro y manganeso, expresadas en kg/ha/año, en función de las cargas contaminantes a remover.

3. Definir el mecanismo y las variables que garanticen mantener en condiciones

controladas la zona de siembra.

4. Determinar la eficiencia de remoción de nitrógeno, fósforo, hierro y manganeso debida a procesos de sedimentación en la dársena.

5. Determinar el impacto que tiene la presencia de las macrófitas sobre los parámetros de turbiedad y color, sólidos totales, conductividad, pH y alcalinidad, oxígeno disuelto, temperatura y densidad de algas.

1.4 Metodología

La dársena de presedimentación de la Planta de tratamiento de Tibitoc es el sitio

de estudio. Esta dársena constituye la fase de pretratamiento del agua procedente del Río Bogotá, captada a través de tres bocatomas (B. Norte Vieja, B. Norte Nueva y B. Sur). Posteriormente, el agua es bombeada a la planta para un

tratamiento convencional para ser luego distribuida hacia los usuarios de las poblaciones de Chía, Cajicá, Sopó, Tocancipá y parte de la cuidad de Bogotá.

Para la selección y caracterización de la especie ó especies de macrófitas, se creó

una zona piloto en la dársena de 4 hectáreas en la cual se sembraron macrófitas de las especies Eichhorna crassipes, Bidens lavéis, Ludigia Peploides y Azolla

filiculoides, las cuales según Schmidt (1997), habitan en la cuenca media del Río

Bogotá.

Después de estudiar las condiciones de adaptabilidad al medio y específicamente a la dársena de presedimentación, se decidió utilizar Eichhornia crassipes para el

estudio debido a las siguientes razones:

• Después de culminar la actividad de dragado, la dársena de presedimentación tendrá una profundidad efectiva de 6 metros, lo que solo

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permite la aparición de macrófitas flotantes de las cuales hacen parte la

Eichhornia crassipes y la Azolla filiculoides.

• La Eichhornia crassipes presenta raíces de mayor longitud (hasta de 1.20 metros) que la de la Azolla filiculoides (máximo 0.15 m). Esta propiedad de

la Eichhornia crassipes la hace más interesante para la absorción de nutrientes y para el incremento de la resistividad hidráulica, considerando especialmente la profundidad de la dársena.

• Por último la Eichhornia crassipes es más resistente al desplazamiento por la fuerzas del viento que la azolla.

Una vez definida la utilización en el estudio de la Eichhornia crassipes, se procedió

a la caracterización de la especie dentro de la zona piloto. Entre los parámetros evaluados están: la densidad y la tasa de crecimiento, utilizando para ello las técnicas de evaluación del lirio acuático (López,1989).

Con los datos de tasas de crecimiento y utilizando el modelo logístico, se describió la curva de crecimiento de la Eichhornia crassipes en la dársena de presedimentación de la planta de Tibitoc.

Para la determinación de la tasas de remoción, se construyeron dos reactores, uno cubierto con Eichhornia y crassipes y otro descubierto que funcionó como control. Se utilizaron plantas de aproximadamente tres meses de edad,

provenientes de la zona piloto, para el reactor cubierto. La densidad de siembra fue similar a la promedia que se obtuvo en la zona piloto (30 kg/m2).

Se evaluaron tres tiempos de retención hidráulicos (2, 5 y 8 días), midiendo las

eficiencias de remoción de parámetros tales como: manganeso total y soluble, hierro total y soluble, nitrógeno amoniacal, nitratos, nitritos, fósforo total, carbón orgánico total, sólidos totales.

Adicionalmente, se midió el efecto que tiene las zonas cubiertas con macrófitas sobre los parámetros de oxígeno, temperatura, turbiedad, color, pH, alcalinidad total, conductividad, potencial Redox y especialmente sobre la proliferación de

algas.

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Cada tiempo de retención fue evaluado durante una semana mediante un

muestreo intensivo. Muestras simples recolectadas cada cuatro horas para medir los parámetros de oxígeno disuelto, temperatura, turbiedad, color, pH, alcalinidad, conductividad y potencial Redox. Alícuotas de éstas muestras se utilizaron para

componer muestras diarias para determinar los parámetros de manganeso total y soluble, hierro total y soluble, nitrógeno amoniacal, nitratos, nitritos, fósforo total, carbón orgánico total, sólidos totales. Las muestras se analizaron utilizando

métodos estándar (Standard Methods,1998)

El intervalo de tiempo entre variaciones del tiempo de retención hidráulico fue suficiente para alcanzar condiciones estacionarias. Aunque no se realizó actividad

de cosecha, para ningún tiempo de retención, si se efectuó la sustitución de algunas plantas dañadas.

En la definición del mecanismo de control, se efectuó una evaluación de las

alternativas teniendo como criterios: la eficiencia de la solución propuesta, la sostenibilidad económica y el impacto medioambiental.

Como resultado de ésta evaluación, se seleccionó el control mecánico como

alternativa de manejo. Se utilizó el modelo logístico de crecimiento introduciendo el término de extracción o cosecha (Romero,1989), para definir la cantidad de material vegetal que se debe cosechar diariamente.

Con los resultados de las tasas de remoción, la cantidad de material a cosechar y la relaciones de costos de tratamiento y los de cosecha, se planteó un análisis de alternativas para definir el área óptima de siembra. Se utilizó el análisis de

selección costo – beneficio.

1.5 Principales resultados

La especie de macrófita más favorable para su utilización, dentro de un sistema de pretratamiento en la dársena de presedimentación de la planta de Tibitoc, es la Eicchornia crassipes. La densidad promedio, obtenida bajo las condiciones

especificas de la dársena, fue de 32.9 kg/m2 y la carga máxima del sistema correspondió a 42,41 kg/m2

.

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La tasa máxima de crecimiento del buchón ocurre en el día 210 y es

aproximadamente 0.21 kg/m2/d. Esta tasa se presenta cuando la densidad es de 22.54 kg/m2.

Las tasas de remoción de contaminantes obtenidas experimentalmente en el

sistema de buchón, fueron:

• Nitrógeno inorgánico = 1272 kg de N/ha/año.

• Nitrógeno amoniacal = 391 kg de N-NH4+/ha/año.

• Nitritos = 103 kg de N-NO2-/ha/año.

• Nitratos = 778 kg de N-NO3=/ /ha/año.

• Carbón orgánico total = 2712 kg de COT/ha/año.

• Fósforo = 64.36 kg de P/ha/año.

• Hierro total = 1490 kg de Fe/ha/año.

• Manganeso total = 38 kg de Mn/ha/año.

Los procesos de sedimentación y oxidación natural, permiten alcanzar eficiencias de remoción importantes, especialmente para los parámetros de nitrógeno amoniacal y fósforo total.

La presencia de buchón en la superficie del agua abate el oxígeno disuelto, la temperatura, el pH, la alcalinidad, los sólidos totales y evita la proliferación de algas, entre otros.

Variaciones horarias hasta de 2.3 mg/L en el oxígeno disuelto y 1.14 en el valor del pH, se obtuvieron en el reactor sin buchón debido a la proliferación de algas. Por su parte el reactor con buchón presentó un comportamiento más estable

durante el día.

El control mecánico es el mecanismo que mas ventajas ofrece para mantener en condiciones controladas la zona de siembra con buchón en la dársena de

presedimentación de la planta de Tibitoc.

El área de siembra óptima determinada fue de 15 hectáreas, con lo cual se obtiene un beneficio económico neto de 68 millones de pesos al año. Este

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benefició puede aumentar si se incluye en el proyecto, el aprovechamiento del

material recolectado.

1.6 Resumen de contenido

En el Capítulo 2, se presenta el marco conceptual para la caracterización de la Eichhornia crassipes, así como los antecedentes de utilización de sistemas de macrófitas para el tratamiento de agua y los mecanismos de control.

En el Capítulo 3 se hace una descripción de la planta de tratamiento de agua potable de Tibitoc y del comportamiento histórico de la calidad del agua del Río Bogotá , la cual es la principal fuente de abastecimiento de la planta.

El desarrollo experimental se presenta en el Capítulo 4. Se describen las instalaciones, los experimentos, los métodos de muestreo y análisis y se realiza el procesamiento de los resultados.

En el Capítulo 5, se presentan los resultados obtenidos y la sustentación del análisis.

El Capítulo 6, se presentan las principales conclusiones del estudio y se plantean

recomendaciones para estudios posteriores.

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CAPÍTULO 2: ESTADO DEL ARTE EN LA UTILIZACIÓN DE MACRÓFITAS ACUÁUTICAS

2.1 Macrófitas acuáticas

Las macrófitas acuáticas están representadas por todo aquel tipo de vegetación

que crece en la zona litoral de lagos, embalses y ríos; ya sea en la zona de la interfase agua-tierra, sobre la superficie del agua o totalmente sumergida. Por definición, macrófita acuática, se considera toda aquella planta que crece sobre un

substrato que se encuentra por lo menos periódicamente deficiente en oxígeno como resultado de un exceso en el contenido de agua (Daubenmire,1968). La densidad de poblaciones de macrófitas acuáticas está en relación con el área del

litoral, sus condiciones topográficas y el estado del contenido de nutrientes del agua o suelo (Schmidt,1997). Usualmente lugares con buenas condiciones de nutrientes y con litorales poco profundos son los medios más adecuados para el

desarrollo de extensas zonas con vegetación acuática. Estos lugares son propicios para el desarrollo de una gran variedad de macroinvertebrados, zooplancton, perifiton y desove de peces (Schmidt, 1997).

En común con otros ecosistemas acuáticos, las macrófitas de hábitat fluviales proveen una variedad de servicios ecológicos y se encuentran conectadas de diferentes maneras a otros compartimientos del ecosistema (Wiegleb, 1988):

• Además del fitoplancton y algas del perifiton, las macrófitas son productores primarios muy importantes que conectan el medio inorgánico con la comunidad biótica.

• Las macrófitas son alimento y hábitat de la macrofauna que muestran muchas relaciones funcionales con las plantas. Igualmente son evidentes las relaciones con las bacterias, las algas y el fitoplancton.

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• Las macrófitas tienen un efecto químico notorio sobre el agua. Se conoce la

eliminación de nutrientes del agua como también el bombeo de nutrientes desde el sedimento al agua. Además son importantes la producción de oxigeno y la eliminación de sustancias tóxicas y microorganismos.

• Las macrófitas también tienen un efecto físico sobre el ambiente. Se pueden mencionar especialmente la estabilización de los sedimentos y la calidad y cantidad del consumo de luz, esto último de mucho interés para

controlar el crecimiento de algas.

Schmidt (1997) efectuó un estudio taxonómico de la flora acuática y semiacuática de la Sabana de Bogotá. De acuerdo con los resultados de este estudio se

reconocen 98 especies de macrófitas acuáticas distribuidas entre marginales, emergentes, sumergidas y flotantes. Algunas especies que predominan en la cuenca media del Río Bogotá son: Eichhornia crassipes (Flotante); Azolla

filliculoides (Flotante); Lemna giba (Flotante); Ludwigia peploides (emergente) y Bidens laevis (emergente).

2.1. 1 Eichhornia crassipes

Es una macrófita acuática vascular originaria de América del sur (Brasil), que se distribuye ampliamente en las regiones tropicales y subtropicales del mundo.

Recibe varios nombres comunes “ buchón de agua”, “ lirio acuático” y “ Jacinto de agua”, entre otros (Sánchez, 1979).

2.1.1.1 Morfología

El estudio más completo de la biología del lirio acuático fue realizado por Penfound y Earle (1948). La clasificación taxonómica del buchón de agua es la

siguiente (Olvera,1989):

Reino: Vegetal

Subreino: Embryophyta.

División: Spermatophyta.

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Subdivisión: Magnoliophyta (Agiospermae).

Clase: Lillatae (Monocotyledoneae).

Orden: Farinosae.

Familia: Pontederiaceae.

Genero: Eichhornia

Especie: Eichhornia crassipes

El buchón de agua es una planta perenne, herbácea y libre flotante que llega a

formar densos tapetes; frecuentemente se arraiga al sustrato. Se adapta bien a su hábitat (ríos, lagos. estanques, pantanos, canales y drenes), y exhibe una alta plasticidad morfológica en respuesta a diferentes condiciones de crecimiento

(Olvera,1989). En estado adulto esta planta se constituye de raíces, rizomas, estolones, pecíolos, hojas, inflorescencias y frutos (ver Figura 1). (Holm,1977; Mitchel,1978).

Figura 1. Morfología de Eichhornia crassipes (Fuente: Holm et al., 1977)

1 planta. 2 flor sección vertical 3 ovario sección vertical 4 ovario sección transversal 5 cápsula 6 semilla 7 pecíolo, sección

transversal

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El tamaño de la raíz es variable, de 10 cm o más de un metro, y representa el 20%

de la biomasa total de la planta, dependiendo de las características ambientales (Holm et al.,1977).

El tallo vegetativo consiste en un solo eje cilíndrico con internodos cortos; en los

numerosos nodos se producen todas las raíces, hojas, renuevos e inflorescencias de la planta (Olvera,1989).

Las elongaciones del tallo, presente entre nodos, reciben el nombre de estalones

cuando son superficiales ó rizomas cuando se tratan de prolongaciones debajo del agua. Es difícil diferenciar entre estas partes en tapetes muy densos, ya que en estas condiciones ambos son verticales (Olvera,1989).

En general, los rizomas tienen forma de cono, de 1 a 2.5 cm de diámetro y de 1 a 30 cm de largo (Olvera,1989). Los estalones por su parte son púrpura y de un diámetro similar al del rizoma, aunque varia mucho de longitud: de 5 cm en

tapetes densos hasta 45 cm en condiciones abiertas (Penfound y Early,1948). Estas características son importantes en el control mecánico.

Las plantas flotantes al borde de la colonia usualmente desarrollan hojas de 6 a 20

cm de largo, con laminas depreso-ovaladas, los pecíolos muy inflados y una espiga de 10 – 20 cm con 5 a12 flores. Las plantas que se fijan al sustrato o se encuentran en una porción más vieja dentro de la colonia usualmente desarrollan

hojas de 50 a 90 cm de largo con laminas ovales, los pecíolos cilíndricos y poco inflados y una espiga de 40 a 90 cm de largo con 40 a 60 flores (Agostini,1974).

El numero de estomas es de 120 por mm a ambos lados de la lámina; su abertura

de 12 a 27 veces mayor que la de otras plantas, la distancia interestomatal va de 96 a 216, ocho veces el diámetro del poro abierto. De estos datos se deduce que el buchón está bien equipado para una rápida difusión de gases (Olvera,1989).

2.1.1.2 Crecimiento

El buchón se reproduce sexualmente o asexualmente. En esta última, las plantas

producen estalones horizontales que desarrollarán hojas arrosetadas de una yema terminal. El proceso se repite en las plantas hijas y, cuando la maleza crece

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rápidamente en condiciones ideales, se puede duplicar el área ocupada en 10

días, estimándose que una planta puede generar alrededor de 70.000 plantas hijas en un lapso de 8 meses (Barralco,1980; Guerrero,1982).

En la reproducción sexual el buchón produce un número de semillas hasta de 90

millones por hectárea en un año con viabilidad de reproducción de 20 años (Barralco,1980; Guerrero,1982).

El tapete de buchón es adecuado para la germinación de semillas jóvenes hasta

de 40 días, las de 40 a 90 días se desarrollan mejor en una superficie de agua (Olvera,1989).

En tres días las semillas se pueden ver con lupa (1 mm). La primera estructura en

brotar es el cotiledón cilindroidal, seguido en breve por la raíz y las hojas. En 10 días se producen dos o tres hojas liguiadas. En 20 días los cotiledones desaparecen y forman 4 a 6 hojas liguiadas y una o tres espatuladas con

flotadores incipientes; en 40 días se han formado hojas con flotadores incipientes. En 60 días se producen nuevos brotes y de aquí en adelante hay formación de estalones, rizomas, hojas y finalmente flores y frutos (Olvera,1989). El ciclo de

vida del buchón de agua se presenta en la Figura 2.

Figura 2. Ciclo de vida de la Eichhornia crassipes (Fuente: Olvera, 1989)

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2.1.1.3 Hábitat

El buchón de agua habita en lagos, embalses, ríos, pantanos, canales, estanques especialmente cuando estos se encuentran en condiciones de eutroficación. El

tamaño del buchón, la presencia de inflorescencia y el numero de flores se relaciona con el hábitat que ocupa, que determina las siguientes variaciones (Olvera,1989):

• Plantas enanas, Se encuentran enraizadas en suelo arenoso o gravoso, con hojas de 8 cm y dos flores por inflorescencia; producen semillas viables.

• Plantas pequeñas, Proliferan en aguas someras, ocasionalmente enraizadas.

• Plantas medianas, Habitan en cuerpos de agua con poco movimiento como

lagos.

• Plantas grandes, en aguas de mucho movimiento como los ríos y bien oxigenadas.

• Las plantas pequeñas, medianas y grandes producen el mismo peso por metro cuadrado y tiempo.

• Finalmente, las plantas gigantes, que viven en aguas de mucho movimiento

y bien oxigenadas; sus hojas miden más de un metro y raramente producen flores (Es el caso de la dársena de Tibitoc).

El buchón de agua es resistente a factores como la salinidad, tolerando medios

con concentraciones de 7.5 g NaCl / L (Vejar et al,1991) y temperaturas hasta de 5 grados centígrados (Owens y Madsen,1995).

2.1.1.4 Ecofisiología

Los factores que limitan su crecimiento son la temperatura y la concentración de anhídrido carbónico (Baracaldo,1980; Guerrero,1982). Bock (1969) descarta la

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precipitación pluvial como factor de importancia primaria, y atribuye mayor peso a

factores como la temperatura, la concentración de nitritos, nitratos, sulfatos, fosfatos y materia orgánica. También al pH, humedad, nubosidad, corrientes de agua, tamaño y densidad de la población. Sin embargo, ninguna conclusión

definitiva se ha obtenido de estos estudios.

La luz es un factor limitante, a 55 candela – pie todas las plantas de buchón mueren en dos meses (Knipling et al.,1970). El buchón no tolera temperaturas del

agua mayores de 34°C, y muere en cuatro o cinco semanas (Olvera,1989); sin embargo, Knipling et al.(1970) detectaron mayor crecimiento a 28 – 30°C, que se detiene a más de 30°C, y que a más de 40°C la planta muere.

Las hojas se destruyen por enfriamiento, pero el rizoma solo sucumbe cuando se congela a –5°C, en 12 horas (Sastroutomo,1978).

El contenido de agua en el buchón está entre 93% a 96%. Sus partes varían de

humedad: raíces 93.4%; rizomas 95.1%; pecíolo 93.9% y hojas 89.3%, aproximadamente. El buchón muere cuando se expone a desecación y su peso baja 15%. Si la planta es flotante la degradación por pérdida de humedad se da en

el orden raíces, inflorescencia, tallos y hojas. Al séptimo día se sumergen las raíces e inflorescencia (Penfound y Earle,1948).

Los resultados de mediciones de evapotranspiración del buchón varían de sitio a

sitio. Mitchell (1978) reporta valores de 1.26 a 3.7%; Penfound y Earle (1948) de 2 a 6.6%; Holm (1977) 2 a 8%; Gerard (1978) 1.3 a 5%. La mayoría de estas mediciones fueron llevadas a cabo en condiciones artificiales y probablemente no

reflejan valores verdaderos. Sin embargo, es cierto que el buchón incrementa la pérdida de agua en los sitios en que habita.

La concentración del pH en el agua también influye en el metabolismo del buchón.

Esta planta se encuentra en aguas con pH entre 4 a 10 (Haller y Sutton,1973), y adquiere el rango de infestación masiva entre 6.2 y 7.6 (Siament y sukowati,1975). Kuri Kasu (1979) encontró que a bajos pH (3 y 4) el buchón presenta pocas hojas

normales y la producción de la raíz se detiene. Mientras que Haller y Sutton (1973) encontraron que a pH 12 el buchón muere por falta de nutrientes esenciales, los cuales precipitan a ese pH tan alto.

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En investigaciones realizadas se notó que el buchón tiene la tendencia a cambiar

el pH del agua de ácido o alcalino a neutro debido a la difusión de CO2 y a la absorción de sales nutritivas (Haller y Sutton,1973).

La interacción entre el pH y la toma de nutrientes por el buchón también actúa

como un factor ambiental de importancia. Las plantas maduras crecen bien a pH de 5 a 8 con una concentración de 20 mg/L de N-NH4 y solo a pH 7 con 160 mg/L de N-NH4 ( Kuri Kasu,1976).

Slament y Sukowati (1975) encontraron que la mejor toma de nitrógeno se da a pH 7, viéndose favorecida la toma de N-NH4

+ a pH alcalino y de N-NO3= a pH ácido.

Esto varia con la edad, el estatus de carbohidratos de la planta y el periodo de

observación, por lo que en ocasiones la buena absorción de N-NO3= detectada en

algunos experimentos se debe a su corta duración, lo cual ha llevado a afirmar que los nitratos son la principal fuente de nitrógeno para el buchón de agua

(Olvera,1989).

Los nutrientes en el agua que se han estudiado son N, P, K, Ca, Mg y Fe (Kuri Kasu,1978), hallándose descenso en el peso húmedo del buchón, pocas hojas

normales y pocas plantas nuevas cuando existe deficiencia de N, P y Ca. Con la falta de calcio no hay producción de raíz ni hojas, y aumenta la fractura de raíces. A falta de fósforo el buchón muestra el típico moteado clorótico en las hojas, y a

falta de nitrógeno sólo crece la raíz, mostrando color púrpura (Olvera,1989).

Kuri Kasu (1978) encontró que en las plantas maduras el crecimiento aumenta conforme se incrementa la concentración de N-NH4

+ y en las plantas inmaduras el

crecimiento máximo se da 40 mg/L de N-NH4+; esto indica que la planta difiere considerablemente en sus requerimientos de nitrógeno para un crecimiento óptimo.

Para los requerimientos de nitrógeno del buchón, probablemente sea significativo que una bacteria fijadora de nitrógeno (Azotabacter Chrococum) esté presente en las hojas en número considerable (Iswaran et al.,1973 citado en Mitchell,1978).

Con relación al fósforo, el crecimiento es mayor a 20 mg/L que a 0, 5,10 y 40 mg/L (Haller y Sutton,1973) . Estos mismos autores encontraron que el porcentaje de

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hojas y tallos producidos en la solución de 20 mg/L no difería de las otras

concentraciones , excepto a 0 mg/L, donde se produjo un incremento en la raíz y consecuentemente reducía el peso porcentual de la planta de hojas y tallos.

El buchón absorbe cuatro veces más fósforo que otras plantas, encontrándose

más contenido de fósforo por peso en plantas inmaduras (Olvera,1989). Haller et

al. (1970) y Mitchell (1978) encontraron que, en concentraciones menores de 0.1 mg/L, el fósforo limita el crecimiento, mientras que en proporciones mayores los

nutrientes son absorbidos en grandes cantidades, que pueden ser subsecuentemente transferidas del tallo y raíces.

Ral y Datta (1979) han demostrado que el buchón abate la temperatura, pH,

oxígeno y alcalinidad de bicarbonatos en el agua, e incrementa notablemente el anhídrido carbónico. La razón de las altas concentraciones de CO2 y bajo oxígeno se debe al incremento en la actividad respiratoria de los organismos y el descenso

en la tasa fotosintética por efecto de sombreado.

2.1.1.5 Tasa de crecimiento y productividad

Otros aspectos ecológicos de tipo poblacional, importantes especialmente para el dimensionamiento del control, son la tasa de crecimiento y la productividad. Estos parámetros se han medido, convencionalmente, considerando su biomasa por

unidad de área en un tiempo dado.

Reddy y De Busk (1984), determinaron las características del crecimiento estacional y producción de biomasa, sin limitantes y en condiciones naturales, al

determinar que el máximo crecimiento del buchón se produce en bajas densidades. El estudio arrojó una tasa máxima de crecimiento de 0.052 kg/m2/día en verano, y la menor en invierno con 0.0028 kg/m2/día.

En México, Gutierrez et al. (1986), determinaron tasas de crecimiento de 0.07 kg/m2/día para verano y 0.04 kg/m2/día para invierno. Giraldo y Garzón (1998), determinaron la tasa de crecimiento para el buchón del embalse del muña (Bogotá

– Colombia). La tasa máxima de crecimiento obtenida por los autores fue de 0.4 kg/m2/d y ocurrió a una densidad de 33 kg/m2.

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Se han desarrollado dos modelos matemáticos que buscan predecir la tasa de

crecimiento y productividad en el tiempo. El modelo logarítmico desarrollado por Malthus y el modelo Logístico concebido por Verhuls (Romero,1989).

El modelo logarítmico se aplica en el caso ideal en que la población dispone de

suficiente alimento y espacio, no existen depredadores o parásitos, ni se presenta alguna catástrofe climática (Romero,1989). En estas condiciones el crecimiento se obtiene de la siguiente expresión:

)1.(0)( EcuacióneNN rtt =

Donde :

N(t), densidad en un tiempo t (kg/m2).

r, tasa de crecimiento especifico (día –1).

No, densidad en t=0 (kg/m2).

t, tiempo.

Si se considera cosecha o extracción, la expresión es:

)2()( 0)( EcuaciónrAherA

hNN rtt +−=

Donde :

h, extracción o cosecha (kg/día).

A, área cubierta del embalse (m2).

Este modelo implica la suposición de que la rapidez de crecimiento en cualquier

época es proporcional a la población presente; en el inicio, tiempo cero, se parte de una densidad No y que la densidad del buchón crece permanentemente (Romero,1989).

El modelo logístico de crecimiento, desarrollado por Verhuist, se adapta bien a las curvas de crecimiento observadas en poblaciones naturales y de laboratorio (Romero,1988). Según este modelo, la ecuación que define el crecimiento del

buchón es la siguiente:

)3(1)( Ecuación

eKN rtct −+

=

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Donde :

N(t), densidad en un tiempo t (kg/m2).

K, capacidad de carga (kg/m2).

r, Tasa de crecimiento especifico (día –1).

C, Constante

t, tiempo (día).

Los valores de r, K y C se obtienen a partir de datos experimentales. El

procedimiento para realizar las mediciones experimentales necesarias se presentará más adelante en las técnicas de evaluación del buchón. Las ecuaciones propuestas para el calculo de r, K y C son las siguientes

(Romero,1988):

)4()()(

ln1

1

1

1

EcuaciónNKNNKN

Tr

o

o

−−

=

)5()(

ln EcuaciónN

NKc

o

o−=

)6()(2

212

202

121 EcuaciónNNN

NNNNNNK

o

o

−+−

=

Cuando se involucra la cosecha o extracción, se obtiene la siguiente expresión:

)7(2 EcuaciónAhN

KrrN

dtdN

−−=

Donde :

h, extracción o cosecha ( kg/día).

A, área cubierta del embalse (m2).

La cosecha o extracción se tiene haciendo:

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)8(04

2

EcuaciónAh

rKK

=−

Solucionando,

)9(/,4

EcuacióndíakgArKh =

Valor que se representa por h* y que se llama el rendimiento máximo sostenible;

este es la máxima cantidad de buchón que se puede extraer o cosechar diariamente sin que la población desaparezca en un tiempo finito ( Romero,1988).

Para fines comparativos, López (1988) recomienda calcular la tasa relativa de

crecimiento porcentual (TRC) y el tiempo de duplicación (TD) de la biomasa del buchón según la formula de Mitchell (1974):

)10(100

)()(Ecuación

tNLnNLn

TRC o ×−

=

)11()2( EcuaciónTRCLnTD =

2.1.1.6 Descomposición

La descomposición se define como el rompimiento de moléculas orgánicas

complejas a dióxido de carbono, agua y componentes minerales (Willoughby citando por Dickonson,1974).

En la descomposición de las plantas la pérdida de peso resulta de la combinación

de respiración y pérdidas por remoción física o liberación. Por otra parte, las ganancias de elementos durante la descomposición resultada de los procesos de absorción, deposición de minerales o asimilación por microorganismos adheridos

(Gallager citado por Whigham,1978).

La descomposición de las plantas se estudia por el método de las bolsas de descomposición, que consiste en introducir material vegetal de peso y

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composición química conocida. Inicialmente se coloca un gran número de bolsas

en el campo y a intervalos de tiempo se escogen al azar bolsas que se recolectan y analiza para pérdidas de peso y cambios en la composición química. (Wider y Lang,1982).

Naranjo (1991) estudió la descomposición del buchón en la dársena de presedimentación de Tibitoc. Para ello colocó bolsas con aproximadamente de 10 gramos de muestra seca de buchón a dos diferentes profundidades en el agua: 20

cm y 90 cm.

Los resultados mostraron que a los 131 días se presenta una pérdida total del peso seco. Con relación a los liberación de contaminantes, Naranjo encontró que

a 20 cm de profundidad los siguientes resultados: Cd (100% en 102 días); Zn (100% en 131 días); Cu (98% en 131 días); Cr (82% en 131 días); Fe ( 86% en 131 días); Ni (75.5 % en 131 días); Pb (89% en 131 días) ; Ca ( 96.1% en 131

días); C ( 60% en 131 días); P (39% en 131 días) y N( -20% en 131 días).

Ogwada et al., (1984) determinaron que por la solubilización de los nutrientes, la liberación de fósforo y nitrógeno inicial es rápida. Después de 105 días de

descomposición aeróbiotica se liberan 48 – 76% del N y 67-90% del P. En anaerobiosis, el tejido libera 86% de N en 94 días. La liberación de N y P incrementa significativamente con la temperatura.

2.1.1.7 Aprovechamiento

A partir de la gran variedad de alturas sobre el nivel del mar donde se desarrolla el

buchón y de las tasas de crecimiento, se han realizado una serie de investigaciones encaminadas a determinar los usos que pueda dársele para el servicio del hombre. Se han efectuado ensayos para emplearlo como proteína en

alimento para animales, producción de biogás, cultivo de hongos comestibles, lombricultivos, producción de papel, compost e incluso como trampas para bioacumular sustancias tóxicas (Klein y Amaral, 1988).

Dada la concentración proteica que presenta esta planta se ha investigado el uso de buchón para forraje. Su contenido proteico bruto es de 31.3 mg/kg en hojas

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secas y de 57.8 mg/kg en hojas frescas. En esta última las proteínas encontradas

y sus concentraciones en mg/kg son (Corporación del Valle del Cauca, 1989):

Tabla 1. Concentración de proteínas en el buchón de agua

Concentraciones mg/kg Concentraciones mg/kg

Proteína bruta 17.22 Triptófano 1.5

Isoleucina 3.69 Alanina 4.52

Leucina 6.58 Histidina 2.94

Lisina 4.19 Arginina 11.52

Metionina 1.59 Acido aspártico 10.24

Fenilalanina 6.01 Serina 4.94

Treinina 3.77 Acido glutámico 22.80

Tirosina 3.51 Prolina 11.06

Valina 4.89 Glicina 11.84

Este contenido proteico ha definido su uso como alimento para reses, cerdos, cabras, ovejas y demás. Hasta el momento lo han utilizado sustituyendo un 45%

del concentrado empleado para peces, los resultados de crecimiento obtenidos han sido aceptables y los costos de inversión han sido menores (Keke et al.,1994).

En promedio, el buchón contiene 95% de humedad y en porcentaje de peso seco,

43 C, 2.5 N, 0.45 P, 20 cenizas, 4.0 K, 3.5 Na, 1.0 Ca y 0.5 mg; el Fe, Al son altos. Se encuentra algunos compuestos tóxicos, como oxalatos 0.2 – 8% y taninos 1.4%. Su energía digestible es de 2600 cal/kg de materia seca, la cual es

semejante a la de las leguminosas (Olvera,1989).

Como parte de otras investigaciones se ha establecido el uso de buchón en la producción de biogás. Esta macrófita se fermenta generando combustible. El

material vegetal debe tener un rango de pH entre 6.5 y 7.2 para lograr una

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eficiente fermentación. La oxidación del mismo requiere organismos mesófilos

bajo temperaturas de 30 °C. El biogás producido contiene entre un 60 y 80% de metano puro. La producción de gas metano por hectárea oscila entre 90 y 180 metros cúbicos con una generación de 0.5 toneladas de abono.

Aproximadamente, un kilogramo de buchón seco puede llegar a rendir hasta 374 litros de biogás cuya potencia calorífica es de 5296 cal/m3, el metano puro es de 7956 cal/m3. Otros estiman una producción de 325 l/kg de buchón (Sharma y

Panwar,1983).

Las propiedades químicas y físicas, así como la morfología y la fibra del buchón hacen que esta materia prima tenga características aceptables para la producción

de papel (Goswami y Saikia, 1994), obteniendo pulpa por medio de un proceso de digestión a temperaturas y presiones más bajas que en el proceso normal.

Otro aspecto importante del metabolismo del buchón es la capacidad de absorber

metales pesados y otras sustancias contaminantes e incorporarlos a sus tejidos, especialmente en hojas y raíces. Se ha estimado que puede remover del medio metales pesados expresados como kg/Ha/día así: Estroncio (0.321), Cobalto

(0.338), Plata (0.386), Níquel (0.296), Mercurio (0.089), Plomo (0.114) y Cadmio (0.398) (Guerrero,1982).

2.1.1.8 Técnicas de evaluación

El aprovechamiento, por parte del hombre, de los beneficios del buchón de agua, exige mantener condiciones controladas. Para esto es necesario contar con la

siguiente información: dimensiones del cuerpo de agua, área cubierta, dinámica o patrón de crecimiento y densidad en diferentes épocas del año. Adicionalmente, deben conocerse parámetros específicos de las condiciones ambientales de cada

sitio. López (1988), propone la siguiente metodología para obtener los datos básicos en sitio.

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Densidad.

La forma más directa de calcular la biomasa del buchón por unidad de área (densidad), es pesarlo directamente en el campo. Sin embargo, se tendrá que tomar una pequeña porción de la población y usar esta muestra para estimar la

población total. La técnica más aplicada es el muestreo por cuadros de tamaño estándar. El cuadro es simplemente un área de muestreo de cualquier forma y el mecanismo general es pesar el buchón presente en varios cuadros de tamaño

conocido y con ello extrapolar el promedio al área general (López,1988).

La confiabilidad de estas determinaciones según Krebs (1985), depende de tres factores:

• Se debe conocer con exactitud la biomasa de cada cuadro, lo que se obtiene pesando la biomasa del buchón cortando por fuera del cuadro.

• Es necesario conocer con precisión el área de cada cuadro, lo cual se

puede garantizar utilizando cuadros de 1 m2.

• Los cuadros deben ser representativos del área total. Por ejemplo para la represa de la Requena en México, López (1987) realizó 44 determinaciones

en un área total de 4500 ha.

Cobertura y biomasa total.

En relación con la abundancia del buchón acuático, es conveniente conocer la cantidad total de plantas existente en determinado sistema, por lo que se utiliza el concepto de cobertura, que debe estimarse simultáneamente con la densidad

(López, 1988).

La cobertura se define como la proporción de espacio ocupado pos las partes aéreas de las plantas, tomando en cuenta una proyección perpendicular al espacio

total donde estas crecen. Es decir, es la proporción de un espacio cubierto de buchón visto desde arriba (López, 1988).

Para determinar la cobertura sobre el cuerpo de agua es necesario contar con un

levantamiento topográfico muy confiable del área en estudio.

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La biomasa total de buchón, se obtiene multiplicando la densidad por la superficie

cubierta (López, 1988).

Crecimiento.

La metodología presentada por López (1988), tiene como objeto estimar los cambios de biomasa por unidad de área y por unidad de tiempo (productividad), y determinar en cada cuerpo de agua la biomasa máxima posible por m2. Para

lograr tal objetivo propone confinar la planta en limnocorrales de área conocida (sugerido 1 m2) y con una biomasa inicial de peso conocido (se sugiere 1 kg). Posteriormente, medir el aumento en peso con una determinada frecuencia (30,

60 y 90 días). Para llevar a cabo este procedimiento deben construirse cuando menos dos corrales de 4 m2 con lo que se dispondrá de ocho áreas de 1 m2 (ver Figura 3).

Figura 3. Limnocorrales para el confinamiento del buchón acuático (Fuente: López, 1988).

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2.2 Sistemas de tratamiento con macrófitas acuáticas

Una alternativa biológica para el tratamiento de aguas la constituyen las macrófitas acuáticas, que permiten la remoción de gran cantidad de elementos indeseables en las aguas de consumo humano (Vietmeyer,1975), mientras que los sistemas de

tratamiento convencionales son altamente específicos en la remoción de las sustancias que causan contaminación. Por lo tanto en tiempo de retención más largo, en un ambiente con características físicas y químicas peculiares, las plantas

realizan filtración y asimilación de compuestos orgánicos y acumulan sustancias minerales tales como metales pesados. Las sustancias acumuladas en el interior de las plantas son incorporadas a su biomasa y transformadas en materia prima

para proteínas, fibra o energía ó son concentradas como ocurre con los metales pesados y radioisótopos (Romitelli, 1983).

Existen diversos estudios sobre la eficiencia de remoción de nutrientes del buchón

de aguas reportándose distintos valores dependiendo de las condiciones de cultivo, variando de 1980 Kg. de N/ha/año y de 322 Kg. de P/ha/año (Boyd 1970) hasta 7887 Kg. de N/ha/año y 1978 Kg. de P/ha/año (Reddy 1984). Imaoka y

Teranishi (1988) demostraron que la velocidad de absorción de nitrógeno está correlacionada con la concentración de nitrógeno en el agua, de acuerdo con el modelo de Michaelis Menten, en donde la velocidad máxima de absorción de

nitrógeno se expresa como una función de la temperatura del agua y la densidad de la planta. Ellos también demostraron que la absorción de fósforo está influenciada por la concentración de éste en el agua y en la planta, además de la

temperatura del agua y la densidad de la planta.

Por otro lado, no sólo existen estudios de macrófitas acuáticas para la remoción de nutrientes sino también para la remoción de metales pesados. Varios autores

(Vietmeyer 1975, Wolverton 1975, Muramoto, 1983 y 1989) señalan que existe una relación directa entre la eficiencia de remoción de metales pesados del buchón de agua y la concentración de dichos metales en el agua. Se ha

determinado que en el sistema radicular se concentran los metales absorbidos y que las cargas eléctricas que dependen del pH en esta zona tienen gran influencia en la absorción de metales (Nor,1990)

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Wolverton (1975, citado en Romitelli,1983) realizó una serie de investigaciones

respecto a la purificación de efluentes utilizando buchón de agua, en los laboratorios de Tecnología Espacial de la Nasa (NSTL), encontrando que remueve nutrientes, metales y sustancias orgánicas de acuerdo con la Tabla 2.

Tabla 2. Tasas de remoción de metales obtenidas por Wolverton

Sustancia Experimento de laboratorio

(mg planta seca/día)

Potencial de campo

(kg/acre/día)

Cadmio 0.67 0.161

Mercurio 0.15 0.036

Níquel 0.50 0.120

Plata 0.65 0.156

Cobalto 0.57 0.137

Estroncio 0.54 0.130

Fenol 36.00 8.640

Rodríguez., (2000), evaluó la acción depuradora de cinco macrófitas acuáticas

sobre las aguas residuales. Se evaluaron las siguientes especies: Eichhornia

crassipes (Buchón de agua); Azolla filiculoides (Azolla); Lemna giba (Lemna), Pistia stratiotes (Pistia) y la Laguna. Los resultados obtenidos demostraron que el

uso de plantas acuáticas produce buenas eficiencias de remoción de los contaminantes comunes, siendo el buchón de agua la planta más eficiente, lográndose remociones de hasta 70% en DBO con cargas orgánicas de 510

kg/m2.d y tan solo un día de tiempo de retención, mientras que la Azolla filiculoides fue la de menor eficiencia con un 50% de remoción de DBO.

Si se utilizan varias plantas mezcladas, la remoción de nutrientes es aún mejor,

una combinación de las Lemnaceae (spirodela, polyrrhiza y aequinoctialis) con

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Eichhornia crassipes, absorbe cerca de 86-91% de N, 35-85% de P y 12-15% de

K. La eficiencia en la toma de nutrientes por estas plantas varía en el día, siendo mayor cuando la intensidad de la luz es alta (generalmente entre las 9:00 a.m y las 3:00 p.m) (Matsumoto citado en Landolt y Kandeler, 1987).

En México, Rico et al., (1988), efectuaron estudios a escala piloto para comparar dos sistemas de tratamiento: un biosistema (compuesto por buchón de agua y agua residual del río Churubusco) y una laguna facultativa. El experimento se llevó

a considerando para cada sistema sus parámetros de operación expuestos a condiciones climatológicas iguales; el influente para los dos sistemas fue agua con las mismas características físico-químicas y bacteriológicas y cada sistema constó

de dos lagunas de dimensiones y forma geométrica similar. Los parámetros de operación de los dos sistemas fueron:

Dimensiones de cada sistema: 2 lagunas en serie de 36 m de ancho y 54 m de

longitud, profundidad variable entre 1.0 y 1.5 m.

• Sistema de buchón de agua.

Caudal de alimentación: 1 – 1.2 l/s

Profundidad hidráulica: 1.2 m

TRH: 13 días.

• Laguna facultativa.

Caudal de alimentación: 1.4 – 1.6 l/s


TRH: 10.5 días

Para lograr el equilibrio en el sistema de tratamiento por medio de buchón de agua

fue necesario cosechar.

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Los resultados obtenidos (ver Tabla 3), muestran que de los 30 parámetros

analizados, solo 6 no fueron removidos en el sistema con buchón, en tanto en el sistema facultativo el número ascendió a 15 ( Rico et al.,1988).

En Colombia, Giraldo y Garzón (1998) realizaron un estudio similar en el embalse del Muña, el cual es alimentado por el Río Bogotá. Cada sistema, con buchón y

laguna de oxidación, fue evaluado para tres tiempos de retención hidráulicos. Los parámetros de operación fueron:

Dimensiones: ambas lagunas de 12 m de largo, 6 m de ancho y 2 m de

profundidad y divididas en tres compartimientos conectados en serie y de ancho 2m.

Buchón Facultativo Buchón FacultativopH mg/l 8.19 7.55 9.56 7.81% -16.73%Conductividad µmhos/m 1414.9 1483.6 2261.3 -4.86% -59.82%Turbiedad UTJ 272.6 25 259.1 90.83% 4.95%SSV mg/l 108 11.78 217.78 89.09% -101.65%SDT mg/l 1366.4 1520.4 2056.8 -11.27% -50.53%Dureza total mg/l 210.57 180.27 158.68 14.39% 24.64%Calcio mg/l 114.8 101.41 91.16 11.66% 20.59%Magnesio mg/l 94.76 78.86 67.59 16.78% 28.67%Cloruros mg/l 227.58 207.64 394.56 8.76% -73.37%Sulfatos mg/l 112.77 125.92 193.84 -11.66% -71.89%Sodio mg/l 312.47 381.41 625.74 -22.06% -100.26%Potasio mg/l 44.39 11.12 79.08 74.95% -78.15%Alcalinidad total mg/l 436.7 466.04 666.35 -6.72% -52.59%Nitrógeno total mg/l 16.75 4.37 18.37 73.91% -9.67%Nitrógeno amoniacal mg/l 9.73 0.05 0.05 99.49% 99.49%Nitrógeno orgánico mg/l 8.2 4.37 18.37 46.71% -124.02%Fosfatos totales mg/l 29.54 14.94 10.3 49.42% 65.13%SAAM mg/l 6.04 2.89 5.94 52.15% 1.66%Plomo mg/l 0.00036 0.00031 0.00012 13.89% 66.67%Boro mg/l 1.184 1.29 2.66 -8.95% -124.66%Cobre mg/l 0.0039 0.012 0.017 -207.69% -335.90%Grasas y aceites mg/l 29.54 12.39 15.63 58.06% 47.09%Hierro total mg/l 1.669 0.474 0.0867 71.60% 94.81%Aluminio mg/l 0.709 0 0 100.00% 100.00%Cinc mg/l 0.0872 0.157 0.0279 -80.05% 68.00%Niquel mg/l 0.012 0.0111 0.015 7.50% -25.00%Manganeso mg/l 0.1111 0.0144 0.0144 87.04% 87.04%DBO mg/l 137.83 62.28 266.2 54.81% -93.14%DQO mg/l 357.33 138.71 402.29 61.18% -12.58%Coliformes totales col/ml 369750 2405 610 99.35% 99.84%

Tabla 3. Comparación de un biosistema con buchón de agua y una laguna facultativa

Parametro Eficiencia de remociónEfluente del sistemaInfluente Generalunidad

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Caudal de alimentación: 4.4 – 10 – 7.5 l/min.


TRH: 6 – 9 – 15 días.

Algunas de las conclusiones del estudio de Giraldo y Garzón (1998) fueron:

• La laguna cubierta con buchón de agua presentó mejor eficiencia de remoción en casi todos los parámetros.

• El tiempo de retención hidráulico es proporcional a la eficiencia de remoción en todos los parámetros y para ambas lagunas.

• Porcentajes de remoción de hasta el 90% fueron alcanzados en la laguna

con buchón con un tiempo de retención hidráulico de 15 días.

• La remoción de los sólidos suspendidos totales fue muy significativa en la laguna cubierta con buchón.

• Variaciones de temperatura del agua en el día de hasta 6 °C se presentaron en la laguna de oxidación, en tanto en la laguna cubierta por buchón ésta variación solo alcanzo 1°C.

• El valor del pH en la laguna de oxidación fue más alcalino durante el día que en la laguna con buchón debido a la fotosíntesis de las algas, presentándose elevación del pH hasta 7.8 – 8.5 en la superficie del agua

para todos los tiempos de retención. Durante la noche los valores de pH descienden a menos de 7 en la laguna de oxidación. El efecto de la fotosíntesis sobre el pH se presentó únicamente en los primeros 40 cm de

la columna de agua. El pH en la laguna cubierta con buchón fue más constante durante el día con un promedio cerca a 6.5.

• Altas concentraciones de oxígeno disuelto fueron medidas en la laguna de

oxidación durante periodos del día con alta radiación solar debido a las altas tasas de fotosíntesis.

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• Las mediciones muestran una alta densidad de buchón (60 kg/m2) en el

embalse del Muña. A esta densidad es de esperar que el decaimiento de la biomasa del buchón afecte negativamente la calidad del efluente.

En Colombia el único estudio que relaciona sistemas de macrófitas con aguas

destinadas a la potabilización fue desarrollado por Naranjo (1991), quien efectúo una caracterización química de tres macrófitos, Eichhornia crassipes; Ludwigia

peploides y Bidens laevis, presentes en la dársena de la Planta Tibitoc.

El objetivo del estudio de Naranjo era la caracterización del componente químico de las macrófitas acuáticas existentes, que ese entonces cubrían la mayor parte de la superficie de la dársena. En este estudio se determinaron las

concentraciones de nutrientes y metales en las tres especies, así como en las muestras de agua y sedimento para cuatro estaciones de muestreo (Naranjo,1991).

Los principales resultados del estudio de Naranjo (1991) fueron:

• La remoción por la absorción que ejercen las macrófitas y por la remoción de las sustancias disueltas en esta laguna de presedimentación

correspondió a 1 tonelada/día.

• Los macrófitas actuaron en mayor proporción en la remoción de nutrientes respecto al sedimento; este último retiene por sedimentación la mayor

carga de metales.

• La planta que presentó la mayor concentración interna de metales fue Eichhornia crassipes seguida por Bidens lavéis y luego Ludwigia peploides.

• En cuanto a los nutrientes Eichhornia crassipes presentó la mayor concentración de calcio, fósforo, magnesio y potasio. Bidens lavéis la más alta concentración de nitrógeno y sodio. Ludwigia peploides el mayor

contenido de carbono.

• El sistema de macrófitas complementado por el factor de sedimentación es bastante eficiente en la remoción de fósforo, plomo, níquel, cromo y cobre;

con porcentajes de remoción de 47, 50, 60 y 75% respectivamente. Se

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obtuvieron porcentajes de remoción entre 25 y 33% para cinc, hierro,

nitrógeno y cadmio respectivamente.

Son varios los limitantes que presenta el estudio desarrollado por Naranjo (1991), entre los que se destacan:

• No es posible diferenciar cuantitativamente la remoción de nutrientes y metales debida a la absorción de las macrófitas y la correspondiente al proceso de sedimentación propio de la dársena.

• No se pueden obtener tasas de remoción que sirvan como parámetro de diseño y para predecir la calidad del efluente.

• No considera la influencia del tiempo de retención en la eficiencia del

sistema.

• No incluye en el estudio variables, como la densidad y las tasas de crecimiento del buchón, que son determinantes en la operación y eficiencia

del sistema.

• No especifica el medio para mantener el sistema en condiciones controladas.

• No mide el efecto de la zona cubierta sobre la proliferación de algas y su influencia sobre la calidad del agua.

Otro aspecto que es necesario mencionar, es que las condiciones actuales de la

dársena son muy diferentes a las condiciones en que se desarrolló el estudio. En la actualidad se removió la totalidad de la cobertura vegetal de la dársena, que en la época del estudio ocupaba cerca del 75% del área total de la misma.

Adicionalmente, se están desarrollando actividades de dragando para recuperar la capacidad efectiva de la dársena, esto indudablemente modificará las condiciones de sedimentación.

2.3 Control de zonas cubiertas con macrófitas acuáticas

El éxito del aprovechamiento del buchón en el tratamiento de agua esta

condicionado a tener condiciones controladas en el área de siembra.

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Condiciones controladas significa garantizar densidades óptimas que impidan

problemas de deposición y que permitan tener confinadas las zonas de cultivo; mantener plantas jóvenes para evitar problemas de descomposición y liberación de contaminantes y significa minimizar la proliferación de vectores.

Al hacer uso de un método de control del buchón o de cualquier otra macrófita acuática es conveniente considerar los usos del agua, el grado de su control, la seguridad del método (alteraciones en el ecosistema), su efectividad y

costeabilidad (Olvera,1988). Existen tres métodos para el control del buchón: biológico, químico y mecánico.

2.3.1 Control Biológico

El control biológico utiliza organismos invertebrados de tipo artrópodos, hongos o bacterias, este control ofrece una serie de ventajas como son:

• Se presenta un efecto permanente, el cual no requiere aplicaciones frecuentes.

• Hay seguridad en la acción de los agentes con muy pequeños riesgos.

• Selectividad en la afección causada por los benéficos.

• Los agentes de control, especialmente en el caso de los insectos, se localizan por si mismos y se comportan de acuerdo con la densidad de la

población hospedera.

• Alta relación costo – beneficio, siempre y cuando se tenga un control completo sobre las condiciones del proceso.

Pero también presenta desventajas como:

• Requiere investigación para detectar los benéficos óptimos.

• Al ser permanente el controlador, éste puede constituirse en plaga en la

eventualidad de que la maleza sea una planta útil (caso del buchón).

• Se corre el riesgo que el agente controlador afecte a otras plantas.

• Con la alta especificidad, el espectro de alternativas es reducido.

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• La alta movilidad o la dispersión incontrolable del controlador biológico

puede ser indeseable.

• Los costos absolutos son altos.

• El efecto, aunque seguro, es demorado.

• Si hay metales pesados estos afectan el metabolismo del organismo controlador y se puede incluir en la cadena alimenticia.

El control biológico del buchón ha considerado el uso de los escarabajos

Neochetina eichhorniae y N, bruchi, el ácaro Orthogalumna terebrantis, el manití Trichechus manatus, el caracol Marisa cornuarientis y la carpa herbívora Ctenopharyngodon Idella sin resultados satisfactorios (Olvera, 1988).

2.3.2 Control Químico

El control químico es otra forma de controlar zonas de siembra de buchón, y de la

totalidad de herbicidas empleados hasta ahora, el 2,4 – D (ácido 2,4 diclorofenoxiacético – amino) en dosis medias y altas resulta ser el más efectivo, pero tiene como desventaja su elevada toxicidad y la imposibilidad del uso en

aguas destinadas a la potabilización. Adicionalmente a la restricción por toxicidad, en Colombia está prohibido su uso. También se ha empleado con muy bajo rendimiento el glifosato, glufosinato de amonio y el benzulforan – metilo.

2.3.3 Control Mecánico

El control mecánico se realiza por medio de maquinas especiales de tipo

cosechadora. Las ventajas del control mecánico son (Bates y Hentges,1976), entre otras:

• No representa riesgos de alterar significativamente la calidad del agua.

• Produce beneficios a corto plazo.

• Aplicable a ecosistemas de grandes extensiones.

• El material extraído puede ser aprovechado.

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• Es un método efectivo para extraer nutrientes y metales del agua, evitando

problemas de liberación.

• No representa una modificación sustancial al sistema biológico.

Entre las desventajas se tienen:

• Alto costo, solo debe considerarse cuando parte de este pueda recuperarse mediante algún aprovechamiento.

• El material extraído debe ser transportado hasta el sitio de

aprovechamiento ó disposición, lo cual resulta muy costoso considerando su alta humedad.

• Requiere equipos y repuestos especializados que normalmente son

importados.

• Costos asociados a operadores, mantenimiento, combustibles y lubricantes, entre otros.

• Cosechar el material crea la necesidad de contar con sistema de disposición final ó de aprovechamiento.

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CAPÍTULO 3: PLANTA DE POTABILIZACIÓN DE AGUA DE TIBITOC

La potabilización del agua tiene por objeto fundamental mejorar la calidad física, química y microbiológica de las aguas provenientes de diferentes fuentes naturales, a fin de entregarla apta e inocua para el consumo humano. Estas

condiciones pueden ser conflictivas, pero la Norma que se establezca debe ser tal, que tenga en consideración todos los factores.

Otra condición fundamental de un sistema de tratamiento de agua potable es que

debe poderse operar a un costo razonable, para lo cual las características del agua deben ser tales, que no produzcan daño ni a la red de distribución, ni a las industrias, ni a la economía y poder llegarse a esto sin tener que hacer del

tratamiento del agua un costo excepcional.

En busca de los anterior, el tratamiento debe ser diseñado conforme a las características propias del agua a tratar y su complejidad va a estar determinada

por las partículas y compuestos a remover.

El tratamiento utilizado clasifica al proceso en: convencional y filtración directa (Di Bernardo,1993). Cuando la calidad del agua requiere que ésta sea sometida al

proceso de presedimentación, coagulación, floculación, sedimentación, filtración y desinfección antes de proceder a acondicionamiento final, se dice que esta ha sido tratada por medio de un proceso convencional. En la filtración directa se excluye

el proceso de decantación y en algunos casos la floculación.

3.1 Descripción de los procesos en la planta de Tibitoc

La planta de potabilización de Tibitoc, se encuentra ubicada en el kilómetro 4 vía Briceño – Zipaquirá (Ver Figura 4). Tiene una capacidad instalada de 10.5 m3/s y un caudal medio de operación de 4.5 m3/s.

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Abastece de agua potable a los municipios de Tocancipá, Cajicá, Sopó, Gachancipá, Chía y alrededor del 30% de la cuidad de Bogotá, principalmente a la zona noroccidental.

Figura 4. Ubicación general de la planta de potabilización de Tibitoc.

3.1.1 Captación

La fuente principal de abastecimiento es el Río Bogotá; este a su vez es alimentado por el embalse del Sisga, el cual tiene una capacidad de 102.000.000

m3; por el embalse de Tominé que tiene una capacidad de 690.000.000 m3; y por el embalse del Neusa cuya capacidad es de 102.000.000 m3 (Uscategui y Sastoque, 2002). La planta tiene como fuente alterna el embalse de Aposentos,

con capacidad de 932300 m3, el cual es alimentado por el Río Teusacá.

La captación del agua del Río Bogotá, se hace a través de tres bocatomas tipo lateral: dos ubicadas al norte y una al sur de la dársena de presedimentación.

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Desde el embalse de Aposentos, la captación se hace mediante dos bombas con capacidad de 3.5 m3/s cada una.

3.1.2 Presedimentación

El agua captada ingresa a la dársena de presedimentación en donde se remueven las partículas discretas de fácil sedimentación (tamaños de partículas superiores a

1 mm).

La dársena de presedimentación, que es el componente del sistema en que se desarrollo éste estudio, tiene un área superficial de 25.5 hectáreas y una

profundidad media de 6 metros. Existen diques de tierra que funcionan como baffles al interior de la dársena y permiten direccionar el flujo hacia las estaciones de bombeo (Ver Figura 5).

Figura 5. Dársena de presedimentación planta de Tibitoc.

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El tiempo de retención hidráulico y la carga hidráulica de sedimentación son variables, dependiendo del caudal de tratamiento de la planta. En la Tabla 4 se presentan diferentes posibilidades de operación.

Hasta el año 2000, el 75% del área superficial de la dársena estaba cubierta por macrófitas acuáticas, debido a un progresivo fenómeno de eutroficación sin tener mayor control sobre esta zona.

Tabla 4. Parámetros de operación de la dársena de presedimentación

Caudal

TRH

Carga hidráulica de

sedimentación

2 8.85 0.68

4 4.43 1.36

6 2.95 2.03

8 2.21 2.71

10.5 1.67 3.56

También, debido al fenómeno de sedimentación que se ha presentado durante los

años de operación de la planta, la dársena perdió su capacidad efectiva, por lo que fue necesario efectuar actividades de dragado. Los lodos extraídos fueron depositados en lechos de secado construidos cerca de la misma.

Al finalizar su recorrido por la dársena, el agua es bombeada hacia la planta de tratamiento a través de dos estaciones de bombeo. La estación No 1 tiene una capacidad instalada de 5 m3/s, distribuidos en 6 unidades de bombeo, y vence un

altura dinámica de 100 m.c.a.

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La estación No 2, que cuenta con cuatro unidades de bombeo, tiene una capacidad total de 10 m3/s y una altura dinámica total de 100 m.c.a. El diámetro de las tuberías de descarga es de 1.5 y 2.0 m, para las estaciones 1 y 2

respectivamente.

3.1.3 Coagulación y floculación

Las partículas, también llamadas coloidales, que por su tamaño (diámetros entre 10-2 y 10- 5 mm) no sedimentan naturalmente en tiempos razonables, deben ser desestabilizadas y aglutinadas en pequeñas masas mediante procesos químicos y

operaciones físicas.

La coagulación es, por definición, fenómeno de desestabilización de las partículas coloidales, que puede conseguirse especialmente por medio de la neutralización

de sus cargas eléctricas. Se llama coagulante al agente químico utilizado para esta neutralización, normalmente se usa sulfato de aluminio ó cloruro férrico.

Para que sea adecuado el proceso de coagulación es necesario que se cumplan

algunos requisitos:

• Dosis apropiada del coagulante.

• pH óptimo de coagulación.

• Dispersión completa del químico coagulante.

• Tiempo suficiente para que se formen las cadenas de partículas.

• Disponibilidad de alcalinidad para que la reacción con el coagulante se de

eficientemente.

Las dosis del coagulante y el pH óptimo de coagulación dependen de la turbiedad y el color del agua cruda, del tipo de coagulante empleado y del mecanismo de

coagulación.

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Una de las herramientas más útiles para definir dosis de coagulantes en función de los valores de pH son los diagramas de coagulación, desarrollados a partir de los diagramas de estabilidad termodinámica para la fase sólida del hidróxido de

aluminio (Di Bernardo, 1993).

También, en algunos casos posible obtener modelos para determinar la dosis de coagulante en función de la turbiedad o el color ú otra variable. Este tipo de

modelos se desarrollan empíricamente y para cada tipo de agua.

Las condiciones de mezcla y tiempo de coagulación se determinan en el laboratorio con la ayuda de pruebas de jarras y en planta se garantizan a través de

estructuras hidráulicas ó mecánicas bien diseñadas.

Los requerimientos de alcalinidad están en función del coagulante empleado. En el caso del sulfato de aluminio la reacción con la alcalinidad se da de acuerdo a la

ecuación 12 (Di Bernardo, 1993)

)12(6143)(2)(314.)( 2243232342 EcuaciónCOOHCaSOOHAlHCOCaOHSOAl +++→+

De acuerdo con esta ecuación 1 mg/L al de sulfato de aluminio al 100% consume aproximadamente 0.5mg/L de alcalinidad expresada como CaCO3. Adicionalmente, para que la coagulación sea óptima se requiere una alcalinidad

remante de 5 mg de CaCO3/L.

En la planta de Tibitoc, empíricamente se ha establecido una relación entre la dosis del sulfato de aluminio líquido y la concentración del COT en el agua cruda,

esta relación corresponde a:

)13()/(*8)/()( )(342 EcuaciónlmgCOTlmgSOAlDosis líquido =

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La floculación, por su parte, es la operación física por la cual la partículas ya desestabilizadas se aglutinan para formar partículas de mayor tamaño que puedan sedimentar por gravedad (Di Bernardo, 1993). Su eficiencia depende del gradiente

de mezcla y el tiempo de retención hidráulico, los cuales se determinan en laboratorio con ayuda de la prueba de jarras.

En la planta de potabilización de Tibitoc, el agua proveniente del bombeo de agua

cruda llega a un canal aducción en donde se lleva a cabo la coagulación. Como coagulante se utiliza sulfato líquido al 50% y en algunos casos cuando la alcalinidad es muy baja para llevar a cabo la reacción se adiciona hidróxido de

calcio.

La dispersión de los agentes químicos se hace a través de dosificadores Kauffman y el tiempo de retención en el canal fluctúa entre los 60 y 240 s.

Para la determinación de la dosis y el pH óptimo de coagulación, Uscategui y Sastoque (2002) elaboraron el siguiente diagrama de coagulación para el sulfato de aluminio.

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Figura 6. Diagrama de coagulación para las especies de aluminio – Planta de Tibitoc.

De acuerdo con éste diagrama para que la coagulación se dé mediante el mecanismo de adsorción – neutralización, de mayor interés porque requiere

menor dosis de coagulante, se requieren dosis cercanas a 30 mg/l y pH de coagulación de 6.1 unidades.

Un limitante para la aplicación de éste mecanismo en la planta ha sido el alto valor

del pH y la baja alcalinidad del agua cruda. Esto ha generado el aumento en la dosis del coagulante para llegar al pH óptimo y por consiguiente uso más frecuente de hidróxido de calcio para dar la alcalinidad requerida.

Una solución al problema que se ha investigado en la planta es el uso de CO2 como ayudante de coagulación ya que genera el efecto esperado de bajar el pH y sin afectar la alcalinidad. Los resultados aunque técnicamente satisfactorios aún

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no generan equilibrio económico lo cual imposibilita la implementación en la planta.

La floculación en la planta se hace es mecánica y se hace en 7 reactores de 3000

m3 cada uno, provistos de paletas horizontales con cámaras de paso inferior que favorecen la formación de floc por medio de una mezcla lenta. El tiempo de retención varia entre 30 y 75 minutos y el gradiente de mezcla lenta es de 20 s-1.

3.1.4 Sedimentación

Una vez floculada el agua, es necesario hacer la separación de las fases liquida y

sólida. Esto se puede conseguir dejando sedimentar el agua o filtrándola. La sedimentación realiza la separación de los sólidos mas densos que el agua y que tiene una velocidad de caída tal que pueden llegar al fondo del tanque

sedimentador en un tiempo económicamente aceptable (Arboleda, 2000).

En la planta de Tibitoc la sedimentación se hace a través de siete sedimentadores, los cuales tienen un área superficial de 2050 m2 y una profundidad de 6 m cada

uno y son de tipo convencional. Cada sedimentador esta dividido en dos módulos idénticos separador por un muro longitudinal perforado con hileras de ventanas rectangulares que comunican el flujo entre sí.

Los lodos depositados en el fondo de los sedimentadores, son recogidos a través de barre lodos en dos tolvas para posteriormente ser dispuestos en el humedal de tratamiento de aguas residuales de la planta.

3.1.5 Filtración

El objeto básico de la filtración es separar las partículas y microorganismos

objetables, que no han quedado retenidos en los procesos de coagulación y sedimentación (Arboleda, 2000).

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En la planta en al agua clarificada es llevada a la etapa de filtración en donde existen 16 filtros rápidos en profundidad de tasa constante y flujo descendente. Cada filtro tiene un lecho mixto constituido por una capa de 0.35 m de grava

estratificada, 0.5 m de arena y 0.5 m de antracita; el falso fondo es tipo Wealer.

El lavado de los filtros se hace cada 60 horas y se efectúa en dos etapas: la primera con aire y la segunda con agua de retrolavado. Las aguas de lavado

llegan al humedal de tratamiento de aguas residuales de la planta.

3.1.6 Desinfección y acondicionamiento

La desinfección es el término aplicado a aquellos procesos en los cuales microorganismos patógenos pero no sus esporas son destruidos. El propósito primario de la desinfección del agua es impedir la diseminación de enfermedades

hídricas (Romero,1996).

En el tratamiento del agua el cloro y los compuestos de cloro, hipoclorito de calcio y de sodio, son los desinfectantes más populares. El cloro, como agente oxidante

fuerte, reacciona rápidamente con la materia orgánica, el nitrógeno amoniacal, los nitritos, el hierro y el manganeso, con éste último la reacción ocurre a pH mayores a 8.5 (Romero, 1996).

La dosis de cloro necesaria para obtener un residual determinado, después de un tiempo de contacto específico, es un parámetro muy importante para el control y los costos del proceso. Esta depende de la concentración de compuestos en el

agua a clorar y de las estequiometría de las reacciones.

Por ejemplo, por cada mg de NH3-N/L se consumen aproximadamente 7.6 mg/L de HOCl-Cl2, mientras por cada mg de NO2-N/L se requieren aproximadamente 5

mg de HOCl- Cl2/L (Romero, 1996).

Aunque existe un ensayo de laboratorio para establecer la demanda real de cloro, en la práctica algunas plantas han establecido ecuaciones empíricas para

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determinar la dosis de cloro en función de la concentración de algunos contaminantes. En la planta de tratamiento de Tibitoc, la ecuación empleada es la siguiente:

).14()/()*8.0()*6.7()*2.0()/( 32 EcuaciónlmgFeNHNCOTlmgClDosis +−+=

La desinfección del agua filtratada en la planta de Tibitoc se hace a través de una solución de cloro la cual se inyecta en un tanque de 20000 m3. Para el acondicionamiento del agua se hidróxido de calcio aplicado en forma de leche de

cal o como agua saturada en cal.

3.2 Calidad del agua

En el Río Bogotá, durante las últimas décadas se han efectuado diversos estudios encaminados especialmente a la evaluación de las condiciones fisicoquímicas, microbiológicas y de contaminación orgánica e inorgánica del Río. Estos estudios

han sido desarrollados por las entidades de control como la CAR (Huertas y Podlesky, 1981; Vargas, 1988); La Empresa de Acueducto y Alcantarillado de Bogotá (Gaviria y Rodríguez, 1981 y Galeano, 1987) y La Universidad de Los

Andes ( Camacho, 2002).

Actualmente, La Concesionaria Tibitoc se encarga de la operación de la planta y del monitoreo del agua que ingresa a la dársena.

A nivel de este estudio es importante conocer el comportamiento historico reciente de algunos parámetros de calidad del agua cruda en el Rió Bogotá. Entre estos parámetros se tienen: oxígeno disuelto, temperatura, turbiedad, color, alcalinidad,

pH, nitrógeno, fósforo, hierro, manganeso, COT y sólidos.

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De acuerdo con los datos reportados por el Laboratorio Central de la Planta Tibitoc, el comportamiento de los principales parámetros fisicoquímicos de calidad de agua captada, y que son de interés para este estudio, es (Fuente,

Concesionaria Tibitoc):

• El comportamiento de la turbiedad depende del régimen de lluvias, en las épocas de alta precipitación la turbiedad del agua cruda ha alcanzado

valores de hasta 200NTU. Sin embargo la mayor parte del tiempo la turbiedad no supera los 50NTU.

• La concentración normal de sólidos totales en el agua captada es 100

mg/L; de los cuales 80 mg/L son sólidos disueltos y 20 mg/L corresponde a los sólidos suspendidos.

• El Oxígeno disuelto en condiciones normales fluctúa entre 3 y 5 mg/L.

Durante algunos eventos fuertes de contaminación, el oxígeno disuelto ha presentado valores cercanos a cero (condiciones anoréxicas).

• La conductividad del agua cruda fluctúa entre 60 y 150 µsiemens/cm.

• El pH se mantiene en un rango entre 6.5 y 7.0 UpH.

• El agua del Río Bogotá es muy poca alcalina, el rango para este parámetro esta entre 10 y 25 mg/L CaCO3. Es importante mencionar que este

parámetro es muy impactado por las descargas de aguas residuales de Tocancipá.

• La concentración de nitrógeno, del agua que ingresa a la dársena, medido

como NKT esta entre 0.8 y 1.5 mg/L.

• La concentración de N-NH4+ fluctúa entre 0.1 y 0.5 mg/L

• La concentración de N-NO2- esta entre 0.05 y 0.2 mg/L

• La concentración de N-NO3= esta en el rango 0.5 y 1.5 mg/L

• La concentración de fósforo puede variar entre 0.66 y 2.5 mg/L.

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• El hierro total fluctúa en una rango entre los 1.5 mg/L y los 4.2 mg/L.

• El manganeso total en condiciones normales presenta valores inferiores a 0.1 mg/L, sin embargo durante algunos eventos de alta contaminación se

han detectado concentraciones de hasta 0.4 mg/L.

• La concentración normal de COT oscila entre 5 y 8 mg/L, pero durante épocas de lluvias fuertes su concentración se puede incrementar hasta 15

mg/L.

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CAPÍTULO 4: DESARROLLO EXPERIMENTAL

El diseño experimental fue enfocado a evaluar dos aspectos determinantes, para el cumplimiento de los objetivos propuestos, estos son: la selección y

caracterización de la especie o especies de interés para estudio y la evaluación de la eficiencia de los sistemas de macrófitas acuáticas. Ambos aspectos desarrollados bajo las condiciones locales de la dársena de presedimentación de

la planta de Tibitoc.

4.1 Selección y caracterización de la especie

Debido a que al inicio de la investigación la dársena de la planta de Tibitoc se encontraba sin cobertura vegetal, fue necesario crear al interior de ella una zona piloto para la caracterización de las especies.

La zona piloto ocupa un 16%, cuatro hectáreas, del área superficial de la dársena de presedimentación y tiene un profundidad media de 3 m. Fue delimitada por dos diques perimetrales y dos barreras flotantes.

Plantas pequeñas especialmente de buchón de agua fueron recolectadas del Río Bogotá y transplantadas a la zona piloto. Este proceso de siembra se inicio en febrero del 2002. y un año más tarde se contaba con todo un ecosistema con

diferentes especies de macrófitas (Ver Figura 7).

4.1.1 Selección de la especie(s) de macrófitas de interés para el estudio

Esta actividad desarrollada con la asesoría de un biólogo consistió inicialmente en efectuar un inventario de las macrófitas acuáticas presentes en la zona piloto. Posteriormente, se efectuó una clasificación de las especies encontradas según

su sus caracteres biotipológicos (ecología y tipo de raíces).

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Con esta información y considerando las condiciones de la dársena de

presedimentación después de la actividad del dragado (lamina de agua = 6 m), se definió la Eichhornia Crassipes como la especie de interés para el estudio.

Figura 7. Localización del sistema experimental y zona piloto dársena de presedimentación planta de Tibitoc.

4.1.2 Caracterización de la especie

La caracterización de la especie es fundamental para extraer parámetros de diseño y control de los sistemas de macrófitas acuáticas. Este estudio utilizó la

zona piloto para la determinación del numero de plantas y el peso de la plantas. Debido a que no hubo cosecha, se asume que después de más de un año se alcanzan condiciones estacionarias en la zona piloto, esto es que el crecimiento y

la muerte la las plantas esta balanceado.

Localización del sistema

experimental

Zona piloto

( 4 hectáreas)

Creada en febrero 2002

Localización del sistema

experimental

Zona piloto

( 4 hectáreas)

Creada en febrero 2002

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4.1.2.1 Densidad de plantas

La metodología seguida, en la determinación de la densidad de las plantas, fue la propuesta por López (1988). Se escogieron seis sitios de muestro al interior de la zona piloto, teniendo como criterios: El predominio de la especie, las zonas de

compactación del buchón por el viento y la accesibilidad.

El numero de sitios de muestreo, 6 en 4 Ha, crea un buen factor de seguridad, considerando que en el Muña Giraldo y Garzón (1998) utilizaron 25 sitios para

cubrir 1000 hectáreas y que López (1986) realizó 44 determinaciones en un área de 4500 hectáreas cubiertas en el embalse de la Requena en México.

Una vez seleccionados los sitios de muestreo se llevo a cabo el siguiente

procedimiento:

• Se colocó el metro cuadrado, conformado con tubería de PVC, sobre el sitio de muestreo de buchón seleccionado procurando introducirlo lo más posible

en la base de las plantas.

• Dentro de éste se contaron las plantas existentes.

• Posteriormente, se procedió a cortar el buchón abajo del perímetro exterior

del cuadro, asilándolo en el interior del mismo.

• Se extrajeron las plantas del interior del cuadro y se depositaron en costales de plástico, dejando escurrir por 30 minutos.

• Se pesaron en una balanza con capacidad para 25 kg.

• Este procedimiento se repitió en los cinco sitios restantes, obteniendo promedios, mínimos y máximos del numero de plantas y peso húmedo por

m2.

4.1.2.2 Crecimiento

La tasa de crecimiento y la productividad fue medida utilizando la técnica del limnocorral (López,1988). Posteriormente, se utilizó el modelo logístico para

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describir el crecimiento dentro de la dársena de Tibitoc en función del tiempo y

para determinar la tasa de cosecha diaria requerida para mantener el cultivo.

El procedimiento seguido para la determinación de la productividad del buchón en la dársena de presedimentación de la planta de Tibitoc, fue:

• Se construyo un corral provisto de cuatro compartimientos de área igual a 1 m2.

• Se instaló en un lugar accesible, extrayendo todo objeto de su interior.

• Se seleccionaron plantas jóvenes visualmente sanas, sin retoños y de tamaño uniforme, de 3 a 5 hojas.

• Se depositaron 6 plantas en cada cuadrante, pesándolas previamente.

• Al terminó de 30 días, se extrajo el material de los dos primeros cuadrantes depositándolos en costales de plástico, dejando escurrir durante 30 minutos.

• Se pesó el material en una balanza de 25 kg, obteniendo el peso húmedo por m2. El cual corresponde a la densidad a los 30 días.

• Este mismo procedimiento se repitió a los 90 días, obteniendo la densidad

correspondiente.

4.1.2.3 Secado

Para le definición de la forma mas efectiva de secado del buchón se realizo una serie de cuatro experimentos de observación donde se tomaron 25 plantas para cada experimento, estas se pesaron en una balanza de triple brazo Ohauis.

Durante el tiempo de secado las plantas no se voltearon.

• El primer experimento se realizo pesando 25 plantas de buchón disponiéndolas sobre el suelo para su secado. Determinando el peso a los

15, 30 y 45 días.

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• En el segundo experimento las 25 plantas pesadas se dispusieron para su

secado en el pasto. Posteriormente se determino el peso a los 15, 30 y 45 días.

• El tercer experimento partió igualmente de las 25 plantas, cortándolas en

pequeños pedazos y colocándolas sobre el suelo. Determinando el peso a los 15, 30 y 45 días.

• En el cuarto experimento se toman las 25 plantas de buchón, cortándolas

en pequeños pedazos y colocándolas sobre el pasto. Posteriormente se determino el peso a los 15, 30 y 45 días.

4.2 Evaluación del comportamiento del sistema experimental

Esta investigación se desarrolló a escala piloto con controles (reactores sin plantas), ya que se busca no solamente analizar el comportamiento del sistema

con macrófitas acuáticas sino también diferenciar su eficiencia con la que se obtiene por sedimentación y oxidación natural.

4.2.1 Diseño, construcción y puesta en marcha del sistema experimental

Los dos reactores fueron construidos lo más cerca posible del punto de entrada

del agua a la dársena de presedimentación. Esto con el fin de captar agua para el sistema con características fisicoquímicas y biológicas similares a las que entran en la dársena (Ver Figura 7).

Por la ubicación de los reactores, las condiciones de radiación solar, velocidad del viento y temperatura ambiente se mantuvieron similares a las de la dársena de presedimentación.

Un limitante que se tuvo en la etapa de diseño de los reactores fue la imposibilidad de aplicar las leyes de similitud geométrica a los reactores piloto para conservar las condiciones hidrodinámicas de la dársena.

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El limitante se presentó porque la dársena tiene una longitud de 2050 m, un ancho

promedio de 120 m y una profundidad efectiva cerca de los 6 m. Si se conserva la similitud geométrica era necesario contar con reactores muy largos, poco anchos y de tan solo unos pocos centímetros de profundidad, lo cual no es viable

considerando que las plantas a usar en el estudio tienen raíces cercanas a los 0.7 m.

Dado esta imposibilidad se optó por un dimensionamiento que garantizará los

tiempos de retención mínimos, medios y máximos esperados en la dársena de presedimentación, que evitará el contacto de las plantas con el sedimento y que fuese viable su construcción con procedimientos normales, considerando la

composición del terreno y el alto nivel freático.

La construcción de los reactores se inició en diciembre del 2002 y terminó en mayo del 2003. El atraso en el construcción de los reactores tuvo diferentes

causas: dificultad en encontrar terreno arcilloso, estabilidad del terreno y condiciones climáticas adversas.

4.2.2 Descripción del sistema experimental

La instalación experimental consta de los siguientes componentes:

• Un sistema de alimentación, compuesto por una bomba sumergible acoplada a un flotador y a una manguera de descarga. La función de este

sistema bombear en forma permanente agua de la dársena al sistema de homogenización y distribución.

• Un sistema de homogenización y distribución, compuesto por una tanque

de 1 m3 provisto de un agitador; dos bombas dosificadoras tipo tornillo acopladas a un variador de velocidad; un tablero de control; dos tuberías de descarga en tubería de PVC de 37 mm; dos rotametros y derivaciones

para la toma de muestras.

Las bombas de dosificación tienen un arreglo en paralelo y cada una alimenta un reactor. El caudal de operación por unidad es variable entre

0.25 y 2.5 m3/h, ajustándose a través de los variadores de velocidad, el

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control del mismo se hace mediante los rotametros instalados en las

respectivas tuberías de descarga.

• El sistema de reactores. El cual consta de dos reactores simétricos, en paralelo, cada uno con las siguientes dimensiones: 27 m de largo, 3 m de

ancho; área superficial de 81 m2 y 2 m de profundidad.

Se instalaron tabiques de madera a 2.5 m de los taludes frontales, cuya función es hacer una distribución y recolección uniforme de la masa de

agua en la sección transversal.

El área superficial entre tabiques del reactor con macrófitas fue cubierta de una cuadricula con áreas de cuadro de 1 m2, con el fin de mantener

controlada la densidad de plantas en el reactor.

• Un sistema de salida. Compuesto con tuberías de PVC de 37 mm, válvulas de control, un tanque para la toma de muestra y una tubería de 100 mm de

retorno a la dársena. El nivel del agua en el reactor se mantiene constante mediante el ajuste de las válvulas de salida, de esta forma se asegura que el caudal que entra es igual al que sale.

Figura 8. Esquema de flujo del sistema experimental

Dársena de presedimentación

Reactor con macrófitas

Área sembrada : 66m2.

Reactor sin macrófitas (control)

Tanque de monitoreo

Retorno

Tanque de distribucción y monitoreo de

influente

Dimensiones:

Longitud: 27m

Ancho: 3m

Profundidad:1.5m

Borde libre 0.5m





Tanque de monitoreo

Retorno


influente

Dimensiones:

Longitud: 27m

Ancho: 3m

Profundidad:1.5m

Borde libre 0.5m






Tanque de monitoreoTanque de monitoreo

RetornoRetorno


influente

Dimensiones:

Longitud: 27m

Ancho: 3m

Profundidad:1.5m

Borde libre 0.5m

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4.2.3 Ensayo con trazadores

Debido a que durante la fase de construcción de los reactores se presentaron problemas de estabilidad, fue necesario utilizar tablestacados para reconstruir el

talud central que separa los reactores. Esto produjo un cambio en la sección transversal de cada reactor, lo que implica cambios en el tiempo de retención hidráulico.

Con el objetivo de determinar los tiempos de retención reales en cada reactor se efectuaron ensayos con trazador. Las condiciones del ensayo fueron:

• Trazador rodamina WT (concentración 21.33 g/l, densidad 1.1 g/ml).

• Fecha y hora de la inyección: Mayo 25 del 2003 a las 13:20.

• Inyección continua durante 10 minutos.

• Concentración inicial del trazador 500 ppb

• Caudal de inyección: 2.5 m3/h.

• Volumen del reactor: 120 m3.

• TRH estimado: 48 horas.

En el ensayo que se realizó entre el 25 y el 29 de mayo del 2003, se utilizó el siguiente procedimiento:

• Se diluyó en el tanque de homogenización 250 ml de rodamina WT.

• Se dejo en homogenización por 10 minutos, es importante mencionar que durante el tiempo que duro el ensayo se suspendió la entrada de agua al tanque.

• Después de los 10 minutos de homogenización, se iniciaron las bombas dosificadoras, reglando su caudal a 2.5 m3/h.

• Se dejó dosificando hasta que el nivel de la solución en el tanque alcanzó el

nivel crítico, lo cual ocurrió aproximadamente 10 minutos después del inicio

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de la dosificación. Pasado este tiempo se inició la admisión de agua al

tanque de homogenización.

• Se tomaron muestras a la entrada y a la salida de cada reactor a diferentes tiempos. Por cada punto se tomaron 3 muestras, repartiéndolas a lo ancho

de la sección y a 0.5 m de profundidad. En la figura se presenta la distribución de los puntos de muestreo.

• Las muestras recolectadas se analizaron en un fluorímetro marca Aquafluor

Secondary Solid Standard ( Part Number 8000-950).

• Los datos fueron graficados y el procesados. Utilizando el modelo ADZ , se obtuvo el tiempo de viaje medio en cada reactor.

4.2.4 Adaptación y estabilización del sistema

El buchón de agua fue transplantado en forma manual desde la zona piloto hasta

el reactor con macrófitas. Se utilizaron plantas jóvenes, de aproximadamente tres meses de edad, con pocas hojas, visualmente sanas y tamaño de raíz entre 50 y 70 cm, el peso húmedo de cada una de las plantas fue aproximadamente de 0.45

kg.

El área total de siembra en la zona piloto correspondió a 66 m2, con una densidad de plantas de 30 kg/m2. En cada cuadrante, de 1 m2 de área, se sembraron

aproximadamente 75 plantas y el total del área disponible en el reactor quedó cubierta con 4950 plantas. Esta actividad se inició el 31 de mayo y finalizó el 6 de junio.

Para la adaptación del buchón al reactor, se dejo un caudal constante en el reactor de 2.5 m3/h durante aproximadamente 51 días. Pocas plantas que perecieron fueron sustituidas por otras.

Adicionalmente, fue necesario mantener las orillas de los reactores para evitar la proliferación de pastos y plantas que tienden a extenderse a la lamina de agua.

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4.2.5 Operacionalización del sistema

Los ensayos para evaluar la eficiencia del sistema experimental comenzaron el 27 de julio del 2003. Se ensayaron tres tiempos de retención hidráulicos, garantizando para todos condiciones estacionarias. Los parámetros de operación

del sistema se muestran en la Tabla 5.

Tabla 5. Operación del sistema experimental

Caudal

( m3/h)

Volumen

reactor

(m3)

Profundidad

(m)

Carga

hidráulica de

sedimentación

( m3/m2/d)

Periodo de

funcionamiento

Tiempo de

funcionamiento

(d)

TRH

(d)

2.5 120 1.5 0.75 6/06/03 al 6/08/03 61 2

1.0 120 1.5 0.30 7/08/03 al 18/09/03 41 5

0.63 120 1.5 0.19 19/09/03 al 26/10/03 37 8

4.2.6 Identificación de variables

En la evaluación de la perfomancia del sistema del macrófitas, se manejan dos clases de variables para evaluar:

a) Variables fisicoquímicas (Independientes).

b) Variables biológicas (dependientes).

Las variables fisicoquímicas con sus respectivas unidades fueron:

• Oxígeno disuelto (mg/L).

• Temperatura (°C).

• Turbiedad (NTU)

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• Color aparente (UPC)

• pH (unidades)

• Alcalinidad total (mg de CaCO3/L)

• Conductividad (µsiemens/cm)

• Potencial Redox (mV)

• Nitrógeno orgánico (mg/L)

• Nitrógeno amoniacal N-NH4+ (mg/L)

• Nitritos N-NO2- (mg/L)

• Nitratos N-NO3= (mg/L)

• Fósforo total (mg/L)

• Manganeso total (mg/L)

• Manganeso soluble (mg/L)

• Hierro total (mg/L)

• Hierro soluble (mg/L)

• Carbón orgánico total (mg/L)

• Sólidos totales (mg/L)

• Densidad de algas (número de células/ml)

4.2.7 Muestreo

Se definieron tres puntos de muestreo: uno de agua cruda (influente) y una a la salida de cada reactor (efluentes). La ubicación de los puntos de muestreo se puede ver en la Figura 8.

Cada tiempo de retención fue evaluado durante una semana siguiendo la masa de agua. Los periodos de muestreo se presentan en la Tabla 6.

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El muestreo consistió en la recolección de muestras simples cada cuatro horas a

0.5 m de profundidad. Análisis de oxígeno disuelto, temperatura, turbiedad, color aparente, pH, alcalinidad total, conductividad y potencia Redox fueron determinados inmediatamente con las muestras tomadas.

Tabla 6. Periodos de muestreo sistema experimental

TRH (d)

Punto 1

(influente)

Punto 2

( efluente reactor con

macrófitas)

Punto 3

(efluente reactor de control)

2 27/07/03 al 2/08/03 29/07/03 al 4/08/03 29/07/03 al 4/08/03

5 7/09/03 al 12/09/03 11/09/03 al 17/09/03 11/09/03 al 17/09/03

8 12/10/03 al 18/10/03 20/10/03 al 26/10/03 20/10/03 al 26/10/03

Muestras compuestas en el tiempo, a partir de alícuotas tomadas cada 4 horas,

fueron hechas para la determinación de nitrógeno amoniacal, nitritos, nitratos, manganeso soluble y total, hierro soluble y total, carbón orgánico total, sólidos totales y densidad de algas. Las muestras fueron recolectadas y preservadas

siguiendo rigurosamente las recomendaciones del estándar métodos versión 20th. ( Standart Methods, 1998).

Los análisis de nitrógeno orgánico, fósforo total y sólidos totales fueron elaborados

por el Laboratorio Ambiental del Centro de Investigación de la Universidad de Los Andes, los demás análisis en el laboratorio central de la planta de Tibitoc. Todos los parámetros fueron analizados siguiendo los estándar métodos versión 20th

(Standart Methods, 1998).

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4.2.8 Procesamiento de datos

Los datos recolectados fueron tabulados y procesados estadísticamente para obtener valores promedios, valores máximos, valores mínimos y desviaciones estándar.

A partir de los valores promedios de cada parámetro, se calcularon los porcentajes de remoción en cada reactor y para los tres tiempos de retención hidráulicos, utilizando la ecuación 15.

)15(100inf

infRe% EcuaciónC

CeflCmoción ×−

=

donde: Cinf: Concentración a la entrada del reactor

Cefl: Concentración a la salida del reactor

Las tasas de remoción en el sistema de macrófitas para cada tiempo de retención hidráulico, se calcularon mediante la siguiente expresión:

)16(3650)inf()//( EcuaciónA

QCeflCañoHakgTasa ××−

=

donde: Cinf: Concentración a la entrada del reactor (mg/l).

Cefl: Concentración a la salida del reactor (mg/l).

Q : Caudal entrante al reactor (m3/s).

A: Área de cubierta por macrófitas (m2).

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CAPÍTULO 5: RESULTADOS Y DISCUSIÓN

En este capitulo se presentan los resultados obtenidos durante el trabajo, desarrollado de acuerdo con la metodología descrita, en el siguiente orden:

• Selección y caracterización de la especie.

• Evaluación de la eficiencia de los sistemas de macrófitas.

• Efecto de los sistemas de macrófitas sobre otras variables.

• Selección del mecanismo de control.

• Determinación de la zona de siembra óptima.

5.1 Selección y caracterización de la especie

5.1.1 Inventario de macrófitas

El inventario de macrófitas encontradas en la zona piloto se presenta en la Tabla

7. De acuerdo a la tabla y considerando que después de la culminación del dragado la dársena tendrá una profundidad efectiva de 6 metros, las plantas emergentes no tendrán un hábitat apropiado y será imposible su existencia, por lo

cual se descarta su utilización.

El interés se centra en las especies errantes o flotantes que podrían habitar la dársena y entre ellas se selecciona la Eichhornia crassipes por las siguientes

criterios:

• Es una planta dominante cuando se compara con la Azolla filiculoides y la Lemna sp. Llega a formar comunidades de vegetación compacta que puede

cubrir el 98 al 100% de la superficie del agua.

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• El Río Bogotá aguas arriba de las bocatomas de captación esta infestado por esta planta, lo cual produce un ingreso permanente de esta a la dársena de presedimentación.

Tabla 7. Inventario de macrófitas en la zona piloto

Familia Especie Nombres

vernáculos

Clasificación Hábitat Longitud de la

raíz

( )PONTEDERIACEAE Eichhornia

crassipes

Buchón de

agua, jacinto

de agua, lirio

acuático

Errante (1) Subsistema

litoral(3) ó

limnético(4)

Hasta 1200

ASTERACEAE Bidens laevis Botoncillo,

chipaca

Emergente Subsistema

litoral

Hasta 300

ONAGRACEAE Ludwigia

peploides

Clavito

acuático

Emergente(2) Subsistema

litoral

Hasta 300

SALVINIACEAE Azolla

filiculoides

Azola, helecho

de agua

Errante Subsistema

litoral ó

limnético

Hasta 150

JUNCACEAE Juncus effusus L Junco Emergente Subsistema

litoral

Hasta 500

LEMNACEAE Lemna sp Lenteja de

agua

Errante Subsistema

litoral ó

limnético

Hasta

150

(1) Plantas errantes, en la superficie del agua y con las raíces sumergidas pero las restantes partes vegetativas y las flores emergidas.

(2) Plantas enraizadas en un sedimento que puede estar permanentemente inundado, sin embargo las hojas y flores se encuentran bien emergidas.

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(3) Litoral. Habitats pantanosos de un sistema lacustre que se extienden desde la orilla hasta una profundidad de 2m durante aguas bajas o hasta la máxima extensión que presentan las plantas emergentes.

(4) Limnético. Todos los habitats de aguas profundas de un lago

5.1.2 Densidad

En el Anexo 1 se relacionan las plantas encontradas en cada uno de los 6

cuadrantes experimentales y en la Tabla 8, se presenta el numero y peso promedios de las plantas del respectivo cuadrante.

Tabla 8. Densidades de planta de buchón en la zona piloto.

De acuerdo con los resultados de la tabla se puede concluir que en metro

cuadrado se encuentran 50.17 plantas y que la densidad en peso húmedo en el interior de la zona piloto de la dársena de presedimentación es de 32.88 kg/m2 con una desviación estándar de 6.35 kg/m2 .

Considerando que el sistema se hallaba en condiciones estacionarias, esta sería la densidad esperada en la dársena para las condiciones ambientales y de disponibilidad de nutrientes en el agua del Río Bogotá.

El valor obtenido de densidad se utilizará para diferentes propósitos en el presente estudio, entre otros se cuentan: corresponde a la densidad con que se poblará la zona cubierta del reactor con macrófitas, Junto con la tasa de

crecimiento permitirá seleccionar y dimensionar el control, permite estimar el total de biomasa del área que sembrará en la dársena.

Número del Cuadrante Número de Plantas Peso húmedoC-1 51 25.71C-2 54 30.53C-3 44 31.79C-4 52 42.41C-5 51 38.51C-6 49 28.31Total Plantas 301 197.25Promedio 50.17 32.88

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La densidad encontrada en la dársena es similar a los 36 kg/m2 reportados por López (1987) en la presa Requena en México, pero es mucho menor por la obtenida por Giraldo y Garzón (1998) en el embalse del Muña la cual fue de

hasta 60kg/m2. Considerando que por su cercanía la planta de Tibitoc y el embalse del Muña tengan condiciones ambientales similares, la diferencia en las densidades encontradas en los dos estudios corresponden al mayor grado

de eutroficación del Río Bogotá a la altura del embalse del Muña. Esto es fácilmente explicable si se considera que a esta altura el Río ha recibido las descargas de aguas residuales de Bogotá.

Un valor importante que se extrae de la Tabla 8 es la densidad correspondiente al cuadrante C-4, la cual es la más alta encontrada en el muestreo y que se considera como la carga máxima del sistema (42,41 kg/m2).

Esta valor se utilizará para calcular la tasa de crecimiento del buchón, utilizando el modelo logístico, y la tasa de cosecha requerida en el caso que se adopte el control mecánico.

5.1.3 Crecimiento

En la Tabla 9 se presenta la ganancia de biomasa de las plantas de buchón

sembradas en el limnocorral.

Tabla 9. Ganancia de biomasa del buchón en limnocorral.

Cuadrante Número de Plantas

Tiempo (dias)

Peso Inicial (kg)

Peso Final (kg)

C-1 6 30 0.936 1.316C-2 6 30 0.826 1.286C-3 6 90 0.978 3.289C-4 6 90 0.850 3.438Total 24 240 3.590 9.329Promedio 6 60 0.898 2.332

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De esta Tabla se extrajeron las parejas de valores tiempo – densidad necesarios para alimentar el modelo logístico, estos son:

• To = 0 No = 0.898 kg/m2.

• T1 = 30 N1 = 1.301 kg/m2. (Promedio del peso final de C-1 y C-2).

• T2 = 90 N1 = 3.364 kg/m2. (Promedio del peso final de C-3 y C-4).

A partir de estos datos y utilizando las ecuaciones presentadas en el capitulo 2

(ecuaciones 4, 5 y 6), se calcularon la tasa de crecimiento especifico y la capacidad de carga del sistema.

Resolviendo se obtienen:

r = 0.0187 d-1.

c = 3.8328.

K = 42,41 kg/m2 (se adopta la densidad máxima obtenida en la zona piloto como

la carga máxima del sistema).

Con estos datos se alimento el modelo logístico para predecir el comportamiento del crecimiento del buchón en la dársena de presedimentación de Tibitoc.

En los Gráficos 1 y 2 se muestran la aplicación del modelo logístico comparándolo con valores determinados experimentalmente.

Gráfico 1. Curva de crecimiento del Buchón de Agua ( Dársena Planta de Tibitoc)

05

101520253035404550

0 100 200 300 400 500 600 700 800

Tiempo (días)

Prod

ucci

ón d

e Bi

omas

a (k

g/m

2 )

Ajustado al modelo logístico

Crecimiento medidoexpermientalmente

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Es importante precisar que el punto medido experimentalmente a los 270 días, se

obtuvo a partir del experimento del reactor piloto con buchón, y correspondió a la densidad medida al final del desarrollo experimental contándose el tiempo como la suma de la edad de las plantas sembradas (3 meses) y el tiempo de operación

total del sistema (6 meses). Este punto se usa para verificar que tan bien se ajusta el modelo a largo tiempo.

La tasa máxima de crecimiento del buchón ocurre en el día 210 y es

aproximadamente 0.21 kg/m2/d. Esta tasa se presenta cuando la densidad es de 22.54 kg/m2. Comparando estos resultados con los obtenidos por Reddy y De Busk (1984), quienes reportaron tasas de crecimiento de 0.052 kg/m2/día en

verano y 0.0028 kg/m2/día en invierno, y Gutierrez et al (1986) en México, con tasas de crecimiento de 0.07 kg/m2/día para verano y 0.04 kg/m2/día para invierno, parece que esta tasa es relativamente alta más aún cuando se considera que

Bogotá corresponde a una zona templada.

Gráfico 2. Curva de Crecimiento del Buchón de Agua ( Dársena Planta de Tibitoc)

0

0.05

0.1

0.15

0.2

0.25

0 100 200 300 400 500 600 700 800Tiempo (días)

Tasa

de

crec

imie

nto

(kg/

m2/

d)

Adjustado al modelologísticoCrecimientoexperimentalmente

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Sin embargo, cuando se compara con la tasa máxima de crecimiento obtenida por Giraldo y Garzón para el embalse del Muña (0.4 kg/m2/día), la tasa encontrada en este estudio parece razonable. La conclusión a la que se puede llegar

comparando los resultados es que en el crecimiento del buchón en la Sabana de Bogotá puede tener mayor efecto la concentración de nutrientes en el agua que las condiciones ambientales.

La tasa crecimiento encontrada y los valores de la carga máxima del sistema y de la tasa de crecimiento especifico se utilizarán más adelante en el dimensionamiento del control y en la determinación del área óptima de siembra.

5.1.3 Secado

Según los datos obtenidos en la fase experimental, la forma de secado que

mejores resultados arrojó fue la evaluada en el experimento de secado del buchón con plantas enteras y sobre el suelo, Tabla 10 y el Gráfico 3. Para este experimento, los porcentajes de perdida de peso al cabo del día 15 llegan al

28.35% del peso inicial , a los 30 días al 22.13% y 18.88% al final del día 45.

Tabla 10. Pérdida de peso del buchón durante el secado a diferentes condiciones

ParámetroPeso inicial (kg)

Peso a los 15 días

(kg)

% en peso

Peso a los 30 días

(kg)

% en peso

Peso a los 45 días

(kg)

% en peso

Plantas enteras sobre el suelo 32.2 9.1 28.35% 7.1 22.13% 6.1 18.88%Plantas enteras sobre el pasto 38.5 12.0 31.15% 9.7 25.16% 8.4 21.73%Pantas picadas sobre el suelo 29.2 18.2 62.34% 13.2 45.26% 9.5 32.39%Plantas picadas sobre el pasto 33.2 22.5 67.89% 17.4 52.31% 13.0 39.11%

MIC 2003-II-26

La baja perdida de peso que se presenta en el cuarto experimento, tan solo del 39.11%, se debe a la compactación de la biomasa, ya que esta se mantiene más unida evitando la perdida de líquido, lo cual hace más lento su secado.

De acuerdo con los resultados obtenidos se recomienda, en la fase de control y aprovechamiento del buchón, realizar el secado sobre áreas planas con alta exposición solar y aireación, colocando capas delgadas de plantas sobre el suelo

para permitir la fácil penetración de la radiación solar y la circulación del aire proporcionando un secado rápido y eficiente.

Así mismo, se debe realizar el volteo de las plantas para aumentar la superficie de exposición solar. Si se decide por el compostaje como alternativa de manejo, la humedad del buchón no debe superar el 20%.

5.2 Ensayo con trazadores

Como se mencionó en el capitulo de desarrollo metodológico, debido a problemas

de estabilidad del terreno, los reactores sufrieron modificaciones en su sección

Gráfico 3 . Secado Plantas de Buchón

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

15 30 45

Tiempo (días)

Porc

enta

je d

el p

eso

Planta completa sobreel suelo

Plantas completassobre el pasto

plantas picadas sobreel pasto

Plantas picadas en elpasto

MIC 2003-II-26

transversal. Para determinar el tiempo de retención real en cada reactor se efectuó un ensayo con trazadores. Los resultados del ensayo se muestran en el Gráfico 4.

El gráfico muestra como ambos reactores se comportan como reactores

completamente mezclados con alta presencia de zonas muertas. Este comportamiento permitió aplicar el modelo de zona muerta agregada (ADZ).

Aplicando el modelo computacional ADZ Tools a los datos experimentales, se

obtuvieron los siguientes variables de salida.

Reactor No 1: Tiempo medio de viaje: 3123.27 minutos (52.05 horas)

Reactor No 2: Tiempo medio de viaje: 3090.53 minutos (51. 50 horas)

Comparando los tiempos obtenidos a través del modelo con el tiempo de retención teórico 48 horas (haciendo pasar 2.5 m3/h sobre un volumen de 120 m3), se

Gráfico 4. Ensayo con trazadores

0

50

100

150

200

250

25/5

/200

3 1

3:20

:00

25/5

/200

3 1

3:40

:00

25/5

/200

3 1

3:55

:00

25/5

/200

3 1

4:20

:00

25/5

/200

3 1

5:30

:00

25/5

/200

3 2

2:00

:00

26/5

/200

3 8

:50:

00

26/5

/200

3 1

2:00

:00

26/5

/200

3 1

5:00

:00

26/5

/200

3 1

8:00

:00

26/5

/200

3 2

1:00

:00

27/5

/200

3 0

0:00

:00

27/5

/200

3 1

0:00

:00

27/5

/200

3 1

3:00

:00

27/5

/200

3 1

6:00

:00

27/5

/200

3 1

9:00

:00

27/5

/200

3 2

2:00

:00

28/5

/200

3 0

8:00

:00

28/5

/200

3 1

2:00

:00

28/5

/200

3 1

5:00

:00

28/5

/200

3 1

8:00

:00

28/5

/200

3 2

1:00

:00

29/5

/200

3 0

0:00

:00

29/5

/200

3 1

0:00

:00

29/5

/200

3 1

3:00

:00

29/5

/200

3 1

6:00

:00

29/5

/200

3 1

9:00

:00

Fecha- hora

Con

cent

raci

ón R

ooda

min

a W

T (p

pb)

Reactor con buchón ( Aguas Arriba)

Reactor con buchón (Aguas Abajo)

Reactor de control ( Aguas Arriba)

Reactor de control (Aguas Abajo)

MIC 2003-II-26

concluye que pese a las modificaciones efectuadas a los reactores, el volumen no se altero significativamente.

5.3 Evaluación del comportamiento del sistema experimental

En las Tablas del 11 al 13, se presentan los resultados procesados de cada sistema y los porcentajes de remoción obtenidos teniendo como base de calculo la

calidad del agua del influente común.

De acuerdo con los resultados obtenidos en forma general se puede afirmar que el reactor cubierto con buchón presentó eficiencias de remoción más altas al

reactor de control para casi todos los parámetros en los tres tiempos de retención evaluados (a excepción del fósforo total para el TRH= 2 días). Así mismo, se observa la influencia del tiempo de retención hidráulico en la eficiencia de ambos

sistemas. Conclusiones similares se habían desprendido del estudio de Giraldo y Garzón en el embalse del Muña (1998).

Es importante mencionar que durante el desarrollo experimental ya se observaba

cualitativamente la mayor eficiencia del reactor con buchón sobre el control.

MIC 2003-II-26

Tabla 11. Eficiencias de remoción del sistema experimental para 2 días de tiempo de retención hidráulico.

5.3.1 Evaluación de las tasas de remoción

5.3.1.1 Nitrógeno

Las remoción de nitrógeno se evaluó para las tres formas aprovechables para las plantas, estas son nitrógeno amoniacal N-NH4

+, nitritos N-NO2- y nitratos N- NO3

=. La suma de estas tres formas constituyen lo que se conoce como nitrógeno

inorgánico.

Macrófitas Control Macrófitas ControlNH4

+ (mg/L) 0.184 0.107 0.121 41.85% 34.24%NO2

- (mg/L) 0.084 0.059 0.074 29.22% 12.19%NO3

= (mg/L) 0.715 0.436 0.565 39.00% 20.98%Ninorgánico (mg/L) 0.983 0.602 0.759 38.70% 22.71%Fe Total (mg/L) 2.664 2.055 2.549 22.86% 4.32%Fe soluble (mg/L) 1.118 1.159 1.191 -3.67% -6.53%Mn Total (mg/L) 0.041 0.027 0.036 34.40% 11.55%Mn soluble (mg/L) 0.018 0.018 0.018 1.48% 3.25%COT (mg/L) 10.93 9.39 9.546 14.10% 12.69%Fósforo Total (mg/L) 0.721 0.740 0.649 -2.64% 9.99%Sólidos totales (mg/L) 203 179 198 11.84% 2.27%Turbiedad (NTU) 175 135 158 23.04% 9.91%Color aparente (UPC) 2371 1896 2224 20.01% 6.16%pH (unidades) 6.74 6.62 6.75 1.76% -0.18%Alcalinidad total (mg CaCO3/L) 15.59 14.92 15.27 4.27% 2.06%Temperatura (C) 15.9 15.4 15.8 2.91% 0.54%Oxigeno (mg/L) 5.51 4.67 5.37 15.15% 2.52%Conductividad (ms/cm) 65.7 61.2 65.2 6.79% 0.74%Densidad de algas (cél/ml) 437 259 529 40.63% -21.10%

Influente Parámetro UnidadTRH = 2 días

Efluente del Sistema Eficiencia de Remoción

MIC 2003-II-26




+ (mg/L) 0.143 0.054 0.073 62.00% 49.00%NO2

- (mg/L) 0.065 0.012 0.047 81.02% 27.70%NO3

= (mg/L) 0.750 0.149 0.516 80.14% 31.12%Ninorgánico (mg/L) 0.958 0.216 0.637 77.45% 33.61%Fe Total (mg/L) 1.247 0.540 0.899 56.70% 27.95%Fe soluble (mg/L) 0.790 0.339 0.569 57.14% 28.03%Mn Total (mg/L) 0.047 0.017 0.036 63.33% 23.03%Mn soluble (mg/L) 0.017 0.011 0.016 37.28% 8.27%COT (mg/L) 4.31 3.33 3.64 22.73% 15.47%Fósforo Total (mg/L) 0.283 0.200 0.220 29.29% 22.22%Sólidos totales (mg/L) 93 65 89 29.69% 3.69%Turbiedad (NTU) 28 14 19 49.98% 31.01%Color aparente (UPC) 378 190 267 49.64% 29.25%pH (unidades) 7.09 6.70 7.41 5.45% -4.52%Alcalinidad total (mg CaCO3/L) 19.56 19.06 20.72 2.57% -5.91%Temperatura (C) 17.8 16.4 17.3 8.18% 2.98%Oxigeno (mg/L) 6.58 4.10 6.88 37.75% -4.57%Conductividad (ms/cm) 71.6 63.1 74.5 11.90% -4.01%Densidad de algas (cél/ml) 2326 807 5727 65.31% -146.26%

Parámetro UnidadTRH = 5 días

Efluente del Sistema Eficiencia de RemociónInfluente


+ (mg/L) 0.217 0.067 0.109 58.55% 50.00%NO2

- (mg/L) 0.103 0.021 0.066 79.69% 35.76%NO3

= (mg/L) 1.214 0.179 0.601 85.25% 50.53%Ninorgánico (mg/L) 1.535 0.267 0.776 82.61% 49.45%Fe Total (mg/L) 2.841 1.291 1.994 54.56% 29.81%Fe soluble (mg/L) 1.440 0.720 1.096 50.00% 23.91%Mn Total (mg/L) 0.049 0.019 0.040 60.82% 18.42%Mn soluble (mg/L) 0.024 0.010 0.022 59.77% 10.14%COT (mg/L) 11.77 6.66 8.71 43.46% 26.04%Fósforo Total (mg/L) 0.76 0.24 0.43 68.79% 43.74%Sólidos totales (mg/L) 289 145 201 49.73% 30.35%Turbiedad (NTU) 234 69 150 70.63% 36.05%Color aparente (UPC) 2583 882 1686 65.86% 34.73%pH (unidades) 6.88 6.53 7.60 5.05% -10.49%Alcalinidad total (mg CaCO3/L) 20.83 20.19 24.74 3.08% -18.77%Temperatura (C) 17.6 16.3 17.0 7.24% 3.18%Oxigeno (mg/L) 5.61 3.30 5.98 41.23% -6.47%Conductividad (ms/cm) 97.2 85.4 104.7 12.08% -7.71%Densidad de algas (cél/ml) 718 120 3057 83.36% -325.47%

Parámetro UnidadTRH = 8 días

Influente Efluente del Sistema Eficiencia de Remoción

MIC 2003-II-26

El nitrógeno inorgánico sumado al orgánico constituye el nitrógeno total. Se excluyó el seguimiento la remoción del nitrógeno orgánico debido a que se considera una forma poco aprovechable por las plantas y adicionalmente con una

muy baja tasa de hidrólisis ó amonificación.

Para el análisis de la eficiencia de remoción del nitrógeno en ambos reactores debe además debe tenerse en cuenta el proceso de nitrificación que pudiera

darse. El Gráfico 5 presenta comparativamente la eficiencia de remoción del nitrógeno inórgarnico para cada sistema y tiempo de retención hidráulico. Por su parte los Gráficos 6, 7 y 8 la discrimina en cada una de las formas nitrogenadas.

Gráfico 5. Eficiencia de Remoción (N inorgánico)

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

90%

0 2 4 6 8 10TRH ( días )

Reactor con buchón

Control

Gráfico 6. Eficiencia de Remoción (N-NH4+)

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

0 2 4 6 8 10

TRH ( días )

Reactor con buchón

Control

MIC 2003-II-26

La eficiencia remoción de nitrógeno inorgánico es muy alta para el reactor con

buchón y tiene relación positiva con el tiempo de retención hidráulico, este comportamiento se confirma para todas las formas de nitrógeno inorgánico.

El nitrógeno en sus formas oxidadas, nitritos y nitratos, presentan los porcentajes

de remoción más altos en el reactor con buchón, llegando a diferencias de remoción de hasta el 50% con relación al control. Mientras que la remoción de nitrógeno en su forma reducida, NH4

+, se acerca significativamente en ambos

Gráfico 7. Eficiencia de Remoción (N-NO2-)

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

90%

0 2 4 6 8 10TRH (días)

% R

emoc

ión

Reactor con buchón

Control

Gráfico 8. Eficiencia de Remoción (N-NO3=)

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

90%

0 2 4 6 8 10

TRH (días)

% R

emoc

ión

Reactor con buchón

Control

MIC 2003-II-26

reactores. Una explicación posible de este comportamiento se crea a través de la relación existente entre la concentración disponible y la absorción por la planta. Aclarando mejor este concepto, a medida que transcurre la nitrificación aumenta la

concentración de las especies oxidadas las cuales se constituyen en la fuentes principales de nitrógeno para las plantas.

Es importante mencionar que el Río Bogotá a la altura de la planta de Tibitoc ya

tiene un alto grado de nitrificación siendo los nitratos la especie predominante.

Dentro de los reactores aunque por las condiciones de oxidación siga presentándose nitrificación, lo que haría presumir un incremento en la

concentración de nitratos en el efluente del reactor de control, esto no ocurrió debido a que en ambos sistemas la sedimentación juega un papel importante en la remoción de nitrógeno especialmente en sus formas oxidadas.

Las tasas de remoción obtenidas en el reactor con buchón, para cada una de las especies de nitrógeno inorgánico en función del tiempo de retención hidráulico, se presentan en los Gráficos 9, 10 y 11.

Gráfico 9. Tasas de Remoción (N-NH4

+)

0

50

100

150

200

250

300

0 2 4 6 8 10TRH ( días )

Tasa

de

rem

oció

n (k

g/ha

/año

)

Reactor con buchón

MIC 2003-II-26

Los gráficos no permiten confirmar una cinética de primer orden esperada para la remoción de nitrógeno en sistemas con plantas acuáticas. Esto se explica debido a que el agua del Río Bogotá a la altura de Tibitoc no presenta condiciones de

abundancia sino más de inanición. Adicionalmente las condiciones para la evaluación de los tres tiempos de retención fueron diferentes, siendo más baja la concentración de nitrógeno en el influente en el experimento desarrollado para

evaluar el tiempo de retención de 5 días.

Gráfico 10. Tasa de Remoción (N-NO2

-)

0

20

40

60

80

100

120

0 2 4 6 8 10TRH ( días )

Tasa

de

rem

oció

n (k

g/ha

/año

)

Reactor con buchón

Gráfico 11. Tasa de Remoción (N-NO3

=)

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

0 2 4 6 8 10TRH ( días )

Tasa

de

rem

oció

n (k

g/ha

/año

)

Reactor con buchón

MIC 2003-II-26

La proporcionalidad entre la concentración en el influente y las tasas de remoción se puede observar en los Gráficos 12, 13 y 14.

Los coeficientes de correlación lineal obtenidos para los nitritos y nitratos,

confirman expuesto anteriormente acerca de la influencia de la concentración de entrada en la eficiencia del sistema con buchón. Y permite explicar aún más el comportamiento de las tasas de remoción cuando se evaluó el tiempo de retención

correspondiente a 5 días.

Gráfico 12. Tasas de remoción vs Concentración en el influente

(N-NH4+)

y = 1186.9x - 24.505R2 = 0.4056

0

50

100

150

200

250

300

0 0.05 0.1 0.15 0.2 0.25Concentración influente ( mg/L )

Tasa

de

rem

oció

n (k

g/ha

/año

)

Reactor con buchón

Lineal (Reactor conbuchón)


(N-NO2-)

y = 1032.3x + 0.057R2 = 0.9477

0

20

40

60

80

100

120

0 0.02 0.04 0.06 0.08 0.1 0.12

Concentración influente ( mg/L )

Tasa

de

Rem

oció

n (k

g/ha

/año

)

Reactor con buchón


MIC 2003-II-26

Por otra parte, la tasa de remoción de nitrógeno amoniacal tiene una baja correlación con respecto a la concentración de entrada. Esto muestra que la remoción de nitrógeno en esta forma se da por una parte gracias a su

transformación a especies oxidadas y por otra por la absorción de las plantas acuáticas.

Esta correlación es muy útil en el logro de los objetivos de este trabajo, ya que permite obtener la tasa de remoción de cada especie en función de la concentración de entrada a la dársena de presedimentación.

Considerando que a la altura de la planta de Tibitoc, la concentración media para las especies de nitrógeno son :

N-NH4+ = 0.35 mg/L

N-NO2-= 0.1 mg/L

N-NO3= = 0.65 mg/L

Las tasas de remoción de estos compuestos son:

Gráfico 14. Tasas de Remoción vs Concentración en el influente

(N-NO3=)

y = 1045x + 99.102R2 = 0.9263

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 1.2 1.4


Tasa

de

rem

oció

n (k

g/ha

/año

)

Reactor con buchón


MIC 2003-II-26

N-NH4+ = 391 kg/ha/año

N-NO2- = 103 kg/ha/año

N-NO3= = 778 kg/ha/año

Por consiguiente la tasa total de remoción de nitrógeno inorgánico es de 1272 kg de N/ha/año. Esta tasa resulta más baja que las encontradas por Boyd en 1970 (1980 kg de N/ha/año) y Reddy en 1984 (7887 kg de N/ha/año).

Una verificación de los resultados experimentales se hace partiendo de la tasa máxima de crecimiento y de los porcentajes de humedad y nitrógeno en las

plantas de buchón.

La estimación es la siguiente:

• Tasa máxima de crecimiento = 766500 kg/ha/año (corresponde a la tasa de

0.21 kg/m2/día obtenida a través del ajuste del modelo logístico).

• Porcentaje de humedad = 95%

• Porcentaje de nitrógeno en base seca = 2.5%

Con estos datos la tasa de remoción de nitrógeno será:

Tasa remoción (kg de N/ha/año ) = 766500 * (1-0.95) * 0.025 = 958.

El valor obtenido se acerca al determinado experimentalmente.

5.3.1.2 Fósforo Total

El Gráfico 15 presenta la eficiencia de remoción del fósforo total en los dos

reactores. Se puede observar la influencia directa del tiempo de retención hidráulico en la eficiencia de remoción, esto se cumple para ambos reactores.

MIC 2003-II-26

A bajos tiempos de retención hidráulico, las remociones son muy bajas en ambos reactores y puede decirse que se deben solo a la sedimentación.

El reactor de control es el más eficiente para la remoción de fósforo a tiempos de

retención hidráulicos cercanos a 2 días. A medida que el tiempo se incrementa el reactor con buchón tiene mejor desempeño debido a que las plantas pueden absorber más fácilmente el fósforo, especialmente el soluble.

En el Gráfico 16, se observan las tasas de remoción de fósforo total en función del tiempo de retención hidráulico para el reactor con buchón. El gráfico confirma la relación directa que existe entre el tiempo de retención y la eficiencia de remoción

del fósforo total.

Gráfico 15. Eficiencia de Remoción(P Total)

-10%

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

0 2 4 6 8 10

TRH (días)

% R

emoc

ión

Reactor con buchón

Control

MIC 2003-II-26

La remoción de fósforo depende principalmente del TRH y no tanto de la

concentración en el influente, comportamiento que difiere de lo encontrado para el nitrógeno, esto se demuestra a través del Gráfico 17.

Según el gráfico para concentraciones del influente cercanas a 0.7, se alcanzan

dos tasas de remoción de fósforo: -64 kg/ha/año y 698 kg/ha/año, que corresponden a 2 y 8 días, de tiempo de retención hidráulico. Lo que demuestra que para la remoción de fósforo la concentración en el influente no es la variable

gobernante.

Gráfico 16. Tasas de Remoción (P Total)

y = 126.8x - 385.78R2 = 0.9099

-200

-100

0

100

200

300

400

500

600

700

800

0 2 4 6 8 10

TRH ( días )

Tasa

de

Rem

oció

n (k

g/ha

/año

)

Reactor con buchón


Gráfico 17. Tasa de Remoción vs Concentración en el Influente.

(P Total)

-200-100

0100200300400500600700800

0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5 0.6 0.7 0.8Concentración influente ( mg/L )

Tasa

de

Rem

oció

n (k

g/ha

/año

)

MIC 2003-II-26

La tasa de remoción de fósforo se determinó con base en el tiempo de retención hidráulico correspondiente al caudal medio de la planta (5 m3/s) y con la ecuación de correlación presentada en el Gráfico 16.

Para un tiempo de retención hidráulico de 3.55 días (correspondiente a 5 m3/s), la tasa de remoción de fósforo correspondiente es de 64.36 kg de P/ha/año. Este valor es inferior al obtenido por Boyd (1970) que fue de 322 kg de P/ha/año.

La misma verificación que se realizó de los resultados experimentales del nitrógeno, se puede hacer para el fósforo, a través de la tasa máxima de crecimiento obtenida en este estudio.

La cálculos son los siguientes:

• Tasa máxima de crecimiento = 766500 kg/ha/año (corresponde a la tasa de 0.21 kg/m2/día obtenida a través del ajuste del modelo logístico).

• Porcentaje de humedad = 95%

• Porcentaje de fósforo en el buchón en base seca = 0.45%

Con estos datos la tasa de remoción de fósforo es:

Tasa remoción (kg de P/ha/año) = 766500 * (1-0.95) * 0.0045 = 172

Este valor es muy diferente al estimado a partir de la experimentación en los reactores y se acerca más al reportado por Boyd.

5.3.1.3 Carbón Orgánico Total

El Gráfico 18 presenta la eficiencia de remoción del carbón orgánico total en

función del tiempo de retención hidráulico. Aunque las eficiencias de remoción de este parámetro no son muy altas, la máxima fue del 45% en el reactor con buchón, se sigue conservando la tendencia de un mejor desempeño del reactor con

buchón sobre el control, la cual es más marcada a medida que aumenta el tiempo de retención hidráulico.

MIC 2003-II-26

En el Gráfico 19 se muestra la tasa de remoción de COT en función del tiempo de

retención hidráulico. Nótese que al igual que para el nitrógeno no es posible establecer una relación directa entre ambas variables debido a la variación de la concentración de COT en el influente.

El Gráfico 20 confirma la relación directa existente entre la concentración en el influente y la tasa de remoción por absorción en las plantas de buchón. Lo cual es suficientemente bien soportado por el coeficiente de correlación obtenido.

Gráfico 18. Eficiencia de Remoción (COT)

0%5%

10%15%20%25%30%35%40%45%50%

0 2 4 6 8 10TRH (días)

% R

emoc

ión

Reactor con buchón

Control

Gráfico 19. Tasas de Remoción (COT)

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

8000

0 2 4 6 8 10

TRH ( días )

Tasa

de

Rem

oció

n (k

g/ha

/año

)

Reactor con buchón

MIC 2003-II-26

Considerando que a la dársena de presedimentación entra una concentración

media de carbón orgánico total igual a 6.5 mg/L, la tasa de remoción correspondiente es de 2712 kg COT/ha/año.

La tasa de remoción al igual que la eficiencia son muy bajas lo cual es explicable

debido a las bajas concentraciones de materia orgánica que presenta el Río Bogotá a la altura de la planta de Tibitoc. Estos resultados no son comparables con los de otros estudios ya que en estos se han realizado en aguas residuales ó

fuentes con cargas orgánicas muy altas.

Así mismo, para el caso del carbón orgánico total no es posible verificar la tasa de remoción obtenida ya que las plantas por ser autótrofas utilizan como fuente de

carbono el CO2.

Gráfico 20. Tasas de Remoción vs Concentración en el Influente

(COT)

y = 674.79x - 1674.5R2 = 0.9608

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

8000

0 2 4 6 8 10 12 14


Tasa

de

Rem

oció

n (k

g/ha

/año

)

Reactor con buchón


MIC 2003-II-26

5.3.1.4 Hierro total y soluble

Los Gráficos 21 y 22 presentan la eficiencia de remoción para el hierro total y soluble en ambos reactores.

Gráfico 21. Eficiencia de Remoción (Fe Total)

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9

TRH (días)

% R

emoc

ión

Reactor con buchón

Control

Gráfico 22. Eficiencia de Remoción (Fe Soluble)

-10%

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

0 2 4 6 8 10

TRH (días)

% R

emoc

ión

Reactor con buchón

Control

MIC 2003-II-26

Según los gráficos la remoción del hierro es significativa tanto para la forma soluble como la forma oxidada. Se observa que la eficiencia de remoción del hierro soluble depende en gran forma del tiempo de retención hidráulico. A bajos

tiempos (2 días) el hierro en su forma soluble no alcanza a ser absorbido por el buchón y prácticamente se consiguen las mismas eficiencias en ambos reactores.

Caso contrario ocurre con el hierro total, a bajos tiempos el reactor con buchón

presenta mayor eficiencia de remoción que el control. Este comportamiento es muy importante porque muestra un incremento en la eficiencia de la sedimentación debido a la mayor resistividad hidráulica, que genera las partes

sumergidas del tapete de buchón.

Con relación a las tasas de remoción de hierro, éstas se exhiben en los Gráficos 23 y 24. Obsérvese que mientras para el hierro total no es posible visualizar

relaciones de proporcionalidad entre las tasas de remoción y los tiempos de retención hidráulico, para el hierro soluble si se establece.

Este comportamiento muestra una mayor influencia del tiempo de retención

hidráulico en la remoción del hierro soluble que la misma concentración en el influente, sin que esta no sea importante.

Gráfico 23. Tasa de Remoción ( Fe Total )

0

500

1000

1500

2000

2500

0 2 4 6 8 10TRH ( días )

Tasa

deR

emoc

ión

(kg/

ha/a

ño)

Reactor con buchón

MIC 2003-II-26

Dado que el objetivo del estudio es determinar la tasa de remoción del hierro total se hace necesario correlacionar nuevamente la concentración en el influente con

las tasas de remoción. Esta correlación se muestra en el Gráfico 25.

Gráfico 24. Tasa de Remoción (Fe Soluble)

-200

0

200

400

600

800

1000

1200

0 2 4 6 8 10TRH ( días )

Tasa

de

Rem

oció

n (k

g/ha

/año

)

Reactor con buchón


(Fe Total)

y = 725.65x + 38.993R2 = 0.9947

0

500

1000

1500

2000

2500

0 0.5 1 1.5 2 2.5 3


Tasa

de

Rem

oció

n (k

g/ha

/año

)

Reactor con buchón


MIC 2003-II-26

La concentración media de hierro total en el Río Bogotá a la altura de la planta de Tibitoc, es de 2.0 mg/L. Según la ecuación esta concentración en el influente se correlaciona muy bien con una tasa de remoción de 1490 kg de Fe/ha/año.

En la bibliografía revisada no existen antecedentes sobre las tasas de remoción de hierro a causa del buchón. Sin embargo en un estudio similar, realizado en lago Texcoco en México, Rico et al. encuentran mayor eficiencia de remoción de hierro

total en la laguna que no tenia buchón. Este resultado es diametralmente opuesto al que se determinó experimentalmente en éste estudio.

5.3.1.5 Manganeso total y soluble

La remoción de manganeso en la planta de Tibitoc despierta un gran interés debido a los antecedentes de contaminación que tiene la cuenca alta y media del

Río Bogotá. En los Gráficos 26 y 27 se presentan los porcentajes de remoción obtenidos para las formas de manganeso para cada tiempo de retención hidráulico evaluado.

Gráfico 26. Eficiencia de Remoción (Mn Total)

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

0 2 4 6 8 10

TRH (días)

% R

emoc

ión

Reactor con buchón

Control

MIC 2003-II-26

En general, la remoción de manganeso tuvo un comportamiento similar a la del hierro. Mayor eficiencia de remoción en el reactor con macrófitas que el de control e incidencia directa del tiempo de retención hidráulico en la remoción del

manganeso en su forma soluble.

Eficiencias de remoción de manganeso total de hasta 62%, se alcanzaron en el reactor con buchón. Este comportamiento es muy llamativo considerando la mayor

dificultad de remoción del manganeso cuando se compara con el hierro

Los Gráficos 28 y 29, muestran las tasas de remoción para el manganeso en sus diferentes formas. Al igual que para todos los demás parámetros evaluados, la

concentración en el influente es determinante para determinar la tasa de remoción.

Gráfico 27. Eficiencia de Remoción. (Mn Soluble)

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

0 2 4 6 8 10

TRH (días)

% R

emoc

ión

Reactor con buchón

Control

MIC 2003-II-26

Al igual que para el hierro soluble, el tiempo de retención hidráulico se correlaciona directamente con las tasas de remoción de manganeso soluble.

Gráfico 28. Tasa de Remoción (Mn Total)

39

40

41

42

43

44

45

46

47

0 2 4 6 8 10TRH ( días )

Tasa

de

rem

oció

n (k

g/ha

/año

)

Reactor con buchón

Gráfico 29. Tasa de Remoción (Mn Soluble)

0

5

10

15

20

25

0 2 4 6 8 10TRH ( días )

Tasa

de

rem

oció

n (k

g/ha

/año

)

Reactor con buchón

MIC 2003-II-26

El Gráfico 30, muestra la incidencia de la concentración del manganeso total en la tasa de remoción del sistema con macrófitas.

Partiendo de la concentración media de manganeso que entra a la planta de Tibitoc, 0.05 mg/L, y aplicando la ecuación se obtiene una tasa de remoción de manganeso total de 38 kg/ha/año.

Rico et al., determinaron eficiencias de remoción de manganeso del 87% para los dos sistemas, lagunas con y sin buchón. A diferencia de este comportamiento, en éste estudio se obtuvo una mayor eficiencia el reactor con buchón.

5.3.2 Impacto de los sistemas de macrófitas sobre otros parámetros de calidad de agua

Uno de los objetivos de este estudio era determinar el impacto que tiene la presencia de zonas cubiertas con macrófitas sobre algunos parámetros de calidad de agua como: turbiedad y color, sólidos totales, conductividad, pH y alcalinidad,

oxígeno disuelto, temperatura y densidad de algas.

Gráfico 30. Tasas de Remoción vs Concentración Influente

(Mn Total)

y = -914.79x + 83.525R2 = 0.969

0102030405060708090

100

0 0.01 0.02 0.03 0.04 0.05 0.06


Tasa

de

Rem

oció

n (k

g/ha

/año

)

Reactor con buchón


MIC 2003-II-26

Antes de discutir los resultados obtenidos, es importante señalar que dada la imposibilidad de escalamiento del piloto a las condiciones reales de la dársena, las eficiencias de remoción obtenidas experimentalmente no son extrapolables

directamente a las esperadas en la dársena de presedimentación.

Se considera que las eficiencias reales son inferiores a las obtenidas en los reactores pilotos. Una buena solución a este inconveniente es la modelación

hidrodinámica de la dársena que puede ser calibrada con datos medidos en campo y del presente estudio.

Considerando lo anterior, el análisis aquí presentado tiene un enfoque cualitativo

del comportamiento del impacto que generan las zonas cubiertas con buchón sobre los parámetros de calidad de agua.

5.3.2.1 Turbiedad y color

Los Gráficos 31 y 32 presentan las eficiencias de remoción para la turbiedad y el color aparente respectivamente.

Tanto para la turbiedad como para el color en el reactor cubierto con buchón se alcanzan las mejores remociones (Hasta de un 70% en remoción de turbiedad y de un 65% en color).

Gráfico 31. Eficiencia de Remoción (Turbiedad)

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

0 2 4 6 8 10

TRH (días)

% R

emoc

ión

Reactor con Buchón

Control

MIC 2003-II-26

La influencia del tiempo de retención hidráulico sobre la eficiencia de remoción muestra en forma indirecta el efecto de la carga hidráulica superficial sobre la

sedimentación. A mayor tiempo menor carga hidráulica y mayor eficiencia de sedimentación.

Comparando los dos reactores se concluye que el aumento en la resistividad

hidráulica, producido por las partes inmersas del buchón, favorece significativamente la remoción de partículas que causan turbiedad y color.

Esta conclusión es muy importante considerando que el sistema con buchón

funcionaria como un pretratamiento antes de la coagulación, en la planta de Tibitoc, reduciendo la carga de partículas a remover por éste proceso químico; lo cual a su vez repercute en una disminución en los costos de tratamiento por

menor dosis de coagulante y alcalinizante.

Lastimosamente, hasta ahora no ha sido posible establecer un modelo confiable que relacione la dosis del coagulante con la turbiedad ó el color del agua cruda,

con lo cual se podría estimar la disminución en la dosis.

Gráfico 32. Eficiencia de Remoción (Color Aparente)

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

0 2 4 6 8 10

TRH (días)

% R

emoc

ión

Reactor con buchón

Control

MIC 2003-II-26

5.3.2.2 Sólidos totales

La eficiencia de remoción de sólidos totales, se presenta en el Gráfico 33. La remoción tanto de sólidos es más eficiente en el reactor con buchón que en el de

control. Esto se debe al efecto combinado de mayor resistividad hidráulica que genera la presencia de buchón y a la absorción de sustancias disueltas por parte de la planta.

Eficiencias hasta del 50% de sólidos se obtuvieron en el sistema de con buchón para un tiempo de retención de 8 días. Desde el punto de vista de remoción de sólidos el buchón crea un impacto positivo que permitirá reducir la carga

contaminante a tratar en la planta de Tibitoc.

5.3.2.2 Conductividad

La conductividad mide la concentración de iones en solución y es un buen

indicador de la concentración de sólidos disueltos. El Gráfico 34 muestra el comportamiento de éste parámetro en función del tiempo de retención para cada uno de los reactores.

Gráfico 33. Eficiencia de Remoción (Sólidos Totales)

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

0 2 4 6 8 10

TRH (días)

% R

emoc

ión

Reactor con buchón

Control

MIC 2003-II-26

El reactor con buchón presenta eficiencias de remoción positivas para todos los tiempos evaluados. La eficiencia de remoción de los iones en solución en este reactor se dio para especialmente para todas las formas de nitrógeno, el carbono y

el hierro.

Un aspecto muy importante y que era objeto de preocupación, era determinar si la

descomposición y deposición del buchón produciría aumento en la concentración de contaminantes disueltos y el consecuente deterioró de la calidad del agua a tratar.

A través del comportamiento de la conductividad en éste experimento, se puede concluir que la presencia de buchón no genera aumento de contaminantes disueltos, bajo las condiciones en que se desarrollo el estudio.

Esta conclusión permite afirmar que mientras se mantenga el cultivo en condiciones controladas, es decir con cosecha permanente, la calidad del efluente de la dársena no se va a deteriorar sino por el contrario mejoraría.

Gráfico 34. Eficiencia de Remoción (Conductividad)

-10%

-5%

0%

5%

10%

15%

0 2 4 6 8 10TRH (días)

% R

emoc

ión

Reactor conbuchón

Control

MIC 2003-II-26

Por su parte la conductividad en el reactor presentó un leve incrementó, especialmente para los tiempos de retención más altos, tal vez como consecuencia de aumento en la proliferación de algas que encontraron en el área

descubierta buenas condiciones de crecimiento.

5.3.2.4 pH y alcalinidad

El impacto de la zona de cultivos sobre los parámetros de pH y alcalinidad, tiene gran importancia considerando que son variables claves para los procesos de coagulación, desinfección y estabilización en una planta de tratamiento de agua

potable. El análisis del impacto sobre estas variables se hace en conjunto dado la dependencia que existe entre las dos.

Los Gráficos 35 y 36 muestran los porcentajes de remoción del pH y la alcalinidad

en función del tiempo de retención hidráulico, para los dos reactores. Eficiencias de remoción negativas significan un aumento en el valor del pH y la alcalinidad total.

Gráfico 35. Eficiencia de Remoción (pH)

-12%-10%

-8%-6%

-4%-2%0%

2%4%

6%8%

0 2 4 6 8 10TRH (días)

% R

emoc

ión

Reactor conbuchón

Control

MIC 2003-II-26

En los gráficos se observa un incremento muy significativo en ambos parámetros (eficiencias negativas) en el reactor sin buchón, presentando proporcionalidad con el tiempo de retención hidráulico.

Este comportamiento se explica por la proliferación de algas, que encuentran disponibilidad de luz en la superficie descubierta del reactor de control. La proliferación de las algas produce un aumento de la tasa de fotosíntesis, lo cual

conduce a una disminución del CO2 disuelto originando un aumento en el pH y la alcalinidad.

En el reactor cubierto con buchón el comportamiento del pH y la alcalinidad fueron

más estables. Se presentaron leves decrecimientos en los valores de alcalinidad y pH (cercanos al 5% del valor del influente), ocasionados por el incremento en el contenido de CO2 disuelto.

El aumento del CO2 en el agua se debe a la alta actividad respiratoria de las plantas y de los microorganismos que tienen su hábitat en el tapete de buchón, y a la disminución de la tasa de fotosíntesis causado por la poca disponibilidad de luz.

Gráfico 36. Eficiencia de Remoción(Alcalinidad total)

-20%

-15%

-10%

-5%

0%

5%

10%

0 2 4 6 8 10TRH (días)

% R

emoc

ión

Reactor conbuchón

Control

MIC 2003-II-26

Puesto que el comportamiento del pH y la alcalinidad en los reactores depende de los procesos de respiración y de fotosíntesis, y éstos a su vez de la disponibilidad de luz, el muestreo desarrollado contempló la toma de muestras a diferentes horas

del día y de la noche. Los valores promedios horarios obtenidos para el pH en los dos reactores, se muestran en los Gráficos 37 y 38.

Como puede observarse el reactor con buchón mantiene muy estable el

comportamiento del pH para los tres tiempos de retención evaluados. El máximo delta de variación horario fue de 0.19 unidades, que ocurrió a un tiempo de retención hidráulico de 2 días.

Gráfico 37. Comportamiento Horario del pH ( Reactor con Buchón)

6.00

6.20

6.40

6.60

6.80

7.00

0:00 4:48 9:36 14:24 19:12 0:00Hora

pH (u

nida

des)

TRH= 2días

TRH= 5días

TRH= 8días

Gráfico 38. Comportamiento Horario del pH (Control)

6.60

6.80

7.00

7.20

7.40

7.60

7.80

8.00

8.20

8.40

0:00 4:48 9:36 14:24 19:12 0:00Hora

pH (u

nida

des)

TRH= 2días

TRH= 5días

TRH= 8días

MIC 2003-II-26

En el reactor de control, a excepción del tiempo de retención de 2 días, la variación horaria del pH fue muy significativa. Los picos en el valor del pH se presentaron especialmente a las 16:00 y 20:00 horas para los tiempos de

retención hidráulicos correspondientes a los 5 y 8 días, respectivamente.

El máximo delta de variación horario en el reactor de control se presentó a un tiempo de retención hidráulico de 8 días y fue de 1.14 unidades de pH.

El comportamiento horario de la alcalinidad, en los dos reactores, se presenta en los Gráficos 39 y 40.

Gráfico 40. Comportamiento Horario Alcalinidad(Control)

14.00

16.00

18.00

20.00

22.00

24.00

26.00

0:00 4:48 9:36 14:24 19:12 0:00(Hora)

Alc

alin

idad

(mg

CaC

O3/

L)

TRH= 2días

TRH= 5días

TRH= 8días

Gráfico 39. Comportamiento Horario Alcalinidad ( Reactor con Buchón)

14.00

15.00

16.00

17.00

18.00

19.00

20.00

21.00

22.00

0:00 4:48 9:36 14:24 19:12 0:00Hora

Alca

linid

ad (m

g Ca

CO3/

L)

TRH= 2 días

TRH= 5 días

TRH= 8 días

MIC 2003-II-26

Este parámetro no presenta una variación horaria muy significativa, para ninguno de los tiempos de retención evaluados, en ninguno de los dos reactores. Sin embargo comparando los gráficos se puede apreciar la magnitud del incremento

de la alcalinidad en el reactor de control, especialmente a un tiempo de retención hidráulico de 8 días.

Considerando lo expuesto y con base en el pH óptimo de coagulación de 6.1

unidades requerido para el mecanismo de adsorción - neutralización (ver Figura 6), se puede afirmar que mantener una zona cubierta con buchón en la dársena permite optimizar el proceso de coagulación del agua del Río Bogotá que se

desarrolla en la planta de Tibitoc.

Aunque debido a los problemas de escalamiento ya mencionados, no es posible con este estudio prever la reducción que tendría el pH del agua cruda por efecto

del buchón, es posible anticipar alguna reducción en la dosis del coagulante y alcalinizante como consecuencia de la presencia de un tapete de buchón sobre la dársena.

Adicionalmente, mantener la dársena cubierta con buchón evitaría variaciones horarias significativas en el pH del agua cruda, lo cual favorece el control del proceso de coagulación en la planta de tratamiento de Tibitoc.

5.3.2.5 Oxígeno disuelto y temperatura

La presencia de macrófitas abaten el oxígeno disuelto en el agua, esto se puede

observar en el Gráfico 41.

De acuerdo con éste gráfico, en el reactor con buchón se alcanzan reducciones de hasta un 40% del oxígeno disuelto para un tiempo de retención hidráulico de 8

días.

MIC 2003-II-26

Las altas tasas de respiración de las plantas y de los microrganismos sumadas a la disminución de la tasa de fotosíntesis por el efecto sombra, son las principales causas de éste comportamiento.

Un comportamiento diferente presenta el reactor de control en el cual el oxígeno disuelto incrementa su valor hasta en un 7%, como consecuencia del aumento de la tasa de fotosíntesis que se produce por la proliferación de algas.

La variación promedia a lo largo del día del oxígeno disuelto para el reactor con buchón y de control, se presentan en los Gráficos 42 y 43.

Gráfico 41. Eficiencia de Remoción(Oxígeno Disuelto)

-10%

0%

10%

20%

30%

40%

50%

0 2 4 6 8 10TRH (días)

% R

emoc

ión

Reactor conbuchón

Control

Gráfico 42. Comportamiento Horario del Oxígeno ( Reactor con Buchón)

2.00

2.50

3.00

3.50

4.00

4.50

5.00

5.50

0:00 4:48 9:36 14:24 19:12 0:00Hora

O2 (

mg/

l)

TRH = 2 días

TRH=5 días

TRH= 8 días

MIC 2003-II-26

De acuerdo con los gráficos, el reactor con buchón mantiene más estable la concentración de oxígeno durante el día. Algunos picos poco significativos se presentan entre las 16:00 y las 20:00 horas, probablemente debidos a un leve

aumento de la tasa de fotosíntesis.

Por su parte, grandes variaciones del oxígeno disuelto durante el día se presentan el reactor de control. La máximo variación se presenta para el tiempo de retención

hidráulico de 8 días y fue de 2.3 mg/L. Los valores mínimos y máximos ocurren cerca de las 4:00 y a las 16:00 horas, respectivamente.

Es importante mencionar que para el tiempo de retención hidráulico de 2 días no

hay variaciones significativas de este parámetro en el reactor de control.

Desde el punto de vista de la operación de la planta de Tibitoc, el abatimiento en

el oxígeno disuelto causado por el tapete de buchón, no tendría importancia significativa debido a que una baja remoción de contaminantes se da en la planta por oxidación natural (cinética muy lenta).

Gráfico 43. Comportamiento Horario del Oxígeno (Control)

4.00

4.50

5.00

5.50

6.00

6.50

7.00

7.50

0:00 4:48 9:36 14:24 19:12 0:00Hora

O2

(mg/

l)

TRH= 2días

TRH= 5días

TRH= 8días

MIC 2003-II-26

Por otro lado, dos aspectos mitigan el impacto negativo que pudiese generar el abatimiento del oxígeno: el primero es una re-aireacción que se produce en el bombeo del agua cruda a la planta de tratamiento (altura dinámica de 100 m.c.a),

y el segundo es la existencia en el esquema de tratamiento de la planta de una instalación de preoxidación con peróxido de hidrógeno.

Considerando que la concentración del oxígeno disuelto a la altura de Tibitoc,

fluctúa entre 3 y 5 mg/L, la posibilidad de que se produzcan condiciones anóxicas esta más asociado con eventuales poluciones en el Río Bogotá que con el tapete de buchón sobre la dársena.

Con relación a la temperatura las Tablas 11, 12 y 13 muestran un mayor abatimiento en el reactor con buchón. Disminuciones de 0.5 °C, 1.4 °C y 1.3 °C se presentan para los tiempo de retención de 2, 5 y 8 días, respectivamente en el

reactor con buchón.

De acuerdo con estos resultados el impacto del buchón sobre la temperatura del agua, no genera un cambio importante en el equilibrio de la misma y por ende no

altera el desempeño de los procesos al interior de la planta de tratamiento de Tibitoc.

5.3.2.6 Densidad de algas

En el tratamiento de agua potable las proliferación de algas son indeseables porque: producen olor y sabor, aumentan las dosis de productos químicos,

disminuyen ostensiblemente las carreras de filtración, altera el comportamiento de variables muy importantes para el proceso como el pH, algunas generan micro- toxinas y afectan la estética de los estructuras hidráulicas.

Por lo anterior, controlar la proliferación de algas es un requerimiento en las plantas de potabilización, especialmente en agua muy eutroficadas y en los meses con mayor brillo solar.

MIC 2003-II-26

El Gráfico 44, muestra la eficiencia de remoción de algas en los dos reactores evaluados, para los tres tiempos de retención hidráulicos.

De acuerdo al gráfico la presencia de una cobertura de buchón genera una

reducción importante en la densidad de algas (hasta del 85%): mientras que en el reactor sin cobertura se produce una proliferación de algas que origina aumentos en la densidad de hasta un 325%. La causa de uno y otro comportamiento es la

disponibilidad de luz y mayor concentración de nutrientes.

Este comportamiento respalda el análisis presentado para las variable de pH, alcalinidad y oxígeno disuelto en los dos reactores.

Desde el punto de vista de la operación en la planta de Tibitoc la reducción de algas, si se cubre con buchón la dársena de presedimentación, permite racionalizar el uso de productos químicos, la mano de obra que se utiliza para la

remoción manual de algas y las carreras de filtración, entre otras.

Gráfico 44. Eficiencia de Remoción (Densidad de Algas)

-350%

-300%-250%

-200%

-150%-100%

-50%

0%

50%100%

150%

0 2 4 6 8 10TRH (días)

% R

emoc

ión

Reactor conbuchón

Control

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5.4 Selección del mecanismo de control

Como se mencionó anteriormente, el uso de sistemas de macrófitas en el tratamiento del agua es viable siempre y cuando se mantenga el cultivo en

condiciones controladas.

En la selección del mecanismo de control de las zona de siembra con buchón, en la dársena de presedimentación de la Planta de Tibitoc, se tomaron los siguientes

criterios:

• Uso del agua.

• Grado de control.

• Impacto ambiental.

• Efectividad y aprovechamiento.

Considerando que el agua a tratar esta destinada al consumo humano, se

descartó totalmente el uso del control químico con herbicidas. Por su parte, los métodos de control biológico y mecánico no alteran negativamente la calidad del agua.

Desde el punto de vista del grado de control, el mecanismo seleccionado debe garantizar su aplicación a grandes extensiones y su acción debe ser ágil para evitar los procesos de deposición de plantas y liberación de contaminantes.

El control biológico, especialmente con insectos, permite cubrir grandes extensiones. Sin embargo, la alta movilidad o la dispersión incontrolable del controlador biológico puede ser indeseable.

El efecto del control biológico es demorado lo cual, considerando las altas tasas de crecimiento encontrado en la dársena de presedimentación, inviabilizan la adopción de este mecanismo.

Por su parte el control mecánico puede diseñarse en función del área a controlar y las tasas de extracción del material.

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Otro aspecto a considerar es el impacto ambiental de cada mecanismo de control. El uso de agentes controladores puede constituirse en una plaga para otras plantas diferentes al buchón y modificando el ecosistema de la zona.

El impacto ambiental que produce el control mecánico puede ser mitigado haciendo aprovechamiento ó disposición técnica del material cosechado.

De acuerdo con la literatura consultada, el control biológico del buchón ha

considerado el uso de insectos, mamíferos y peces sin llegar a resultados satisfactorios (Olvera, 1988).

El control biológico requiere de mayor investigación, especialmente para encontrar

el benéfico óptimo para el control del buchón.

El control mecánico por su parte es muy efectivo y el material extraído puede ser aprovechado para la producción de papel, biogás, compost y hongos comestibles,

entre otros.

En conclusión, considerando las ventajas que tiene el control mecánico y que su utilización no es nueva en la planta de Tibitoc, se opta por este mecanismo para

hacer el control de la zona de siembra en la dársena de presedimentación.

5.5 Determinación del área de siembra óptima

Para la determinación de la zona de siembra óptima se utilizó el criterio de selección costo – beneficio. El costo asociado a las labores de cosecha y disposición final del buchón; el beneficio debido a la reducción de la carga

contaminante que entra a la planta de tratamiento y que es atribuible a la zona sembrada con buchón.

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5.5.1 Reducción de costos de tratamiento

Utilizando las tasas de remoción obtenidas experimentalmente, se calculó la reducción de costos de dos insumos químicos utilizados en la planta en función

del área de siembra.

Se utilizaron las parámetros nitrógeno amoniacal, carbón orgánico total y hierro total porque son los que al interior de la planta se han podido correlacionar con las

dosis aplicadas de sulfato de aluminio tipo B líquido y del cloro gaseoso.

Como base de calculo se utilizó un caudal medio de 4.5 m3/s que es el esperado para la operación de la planta.

Datos:

Caudal 4,5m3/s

Caudal 141912000m3/ año

Tasas de remoción

N-NH4+ 391kg/ha/año

COT 2712kg/ha/año

Fe 1490kg/ha/año

Tasas de remoción

N-NH4+ 0,0027552mg/L/ha

COT 0,0191104mg/L/ha

Fe 0,0104995mg/L/ha

Dosis de Al2 (SO4)3 (líquido) (mg/l) = 8 x COT (mg/l)

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Dosis de Cl2 (mg/L) = (0.2* COT ) + ( 7.6 * N-NH3) + (0.8* Fe)

Costo de Al2 (SO4)3 (líquido) ($/kg) = 232

Costo de Cl2 ($/kg) = 1740

Tabla 14. Reducción de costos de tratamiento en función del área de siembra

Es importante mencionar que en este análisis se excluyen la disminución de la

dosis del coagulante causado por el abatimiento del pH del agua a tratar, que genera la zona de siembra con buchón. Este aspecto aumenta el tiempo en que se puede trabajar la coagulación con el mecanismo de coagulación por absorción –

neutralización.

Así mismo hay otras reducciones de costos asociadas al control de la proliferación de las algas. Ambos aspectos se excluyen del análisis debido a que no se tienen

las herramientas necesarias para correlacionar las tasas de remoción de estos parámetros con el área de siembra.

N-NH4+

(mg/L)

COT (mg/L)

Fe (mg/L)

0 0.000 0.000 0.000 0.00 0.00 0 0 $ 0 $ 0 $ 05 0.014 0.096 0.052 0.76 0.17 108480 23530 $ 25 $ 41 $ 66

10 0.028 0.191 0.105 1.53 0.33 216960 47060 $ 50 $ 82 $ 13215 0.041 0.287 0.157 2.29 0.50 325440 70590 $ 76 $ 123 $ 19820 0.055 0.382 0.210 3.06 0.66 433920 94120 $ 101 $ 164 $ 26425 0.069 0.478 0.262 3.82 0.83 542400 117650 $ 126 $ 205 $ 331

Reducción costo Total

(millones de

$/año)

Remociones Reducción Dosis de Al2(SO4)3

(mg/L)

Reducción Dosis de

Cl2

(mg/L)

Reducción Al2(SO4)3

(kg/año)

Área (ha)

Reducción Cl2

(kg/año)

Reducción costo

Al2(SO4)3

(millones de

$/año)

Reducción costo Cl2

(millones de

$/año)

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5.5.1 Costos de cosecha y disposición del buchón

Por otro lado, se tiene el costo de cosecha y la disposición del buchón. Este costo se obtiene a partir de la estimación del material a cosechar, utilizando para ello el

modelo de crecimiento logístico, del área de siembra y de los equipos y personal requerido para la labor.

Para efecto de este análisis se descarta la opción del aprovechamiento del

material cosechado y solo se considera la disposición final en los lechos de secado existentes en la planta de tratamiento de Tibitoc.

Con relación a los equipos, para esta actividad se utilizará una cosechadora, una

torre transportadora y dos traileres y un tractor.

La cosechadora mecánica tiene las siguientes especificaciones:

Marca : Aqua Marine

Modelo: H10-800

Longitud: 12,40 m

Altura: 2,87 m

Ancho: 3,05 m

Peso total: 6700 ton ( sin carga)

Capacidad de tolva : 22,73 m3 ( 4 toneladas de buchón)

Amplitud de corte: 3,05 m

Profundidad de corte : 1,50 m

Propulsión: Dos paletas de 1,80 m de diámetro y 0,92 m de ancho

Motor: Diesel de 45 HP

tiempo de llenado de la tolva: 30 minutos

Tiempo de transporte y descargue: 20 minutos

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Horas de jornada de trabajo: 480 minutos

Rendimiento: 80%

Horas efectivas: 384 minutos

Rendimiento (Ton/año): 11213

En el Anexo 5 se presenta el calculo del costo unitario por la cosecha, transporte y disposición final.

La Tabla 15 muestra el costo por cosecha, transporte y disposición final del buchón en función del área de siembra.

Tabla 15. Costo del control mecánico

La producción de biomasa se calcula a partir de la ecuación 9, crecimiento logístico con cosecha.

)9(/,

4EcuacióndíakgArKh =

donde:

r = 0.0187 d-1.

K = 42,41 kg/m2 (se adopta la densidad máxima obtenida en la zona piloto como la carga máxima del sistema).

Área (ha)

Producción de biomasa

(toneladas/año)

Costo de cosecha (millones de $/año)

0 0 $ 05 3618 $ 44

10 7237 $ 8715 10855 $ 13120 14473 $ 22325 18092 $ 279

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A = Área de siembra (m2).

El Gráfico 45 muestra la relación costo-beneficio en función del área de siembra

de buchón. De acuerdo con el gráfico el mayor beneficio es de 68 millones por año y se obtiene para un área de siembra de 15 hectáreas.

La cantidad de material a extraer y disponer, correspondiente a un área de 15 hectáreas, es de 30 toneladas/día.

Es importante mencionar hacer aprovechamiento del buchón debe contribuir a aumentar el beneficio económico y a disminuir el impacto ambiental que puede ocasionar la disposición final.

La distribución geométrica de la dársena, la existencia de carreteras perimetrales a la misma y la disponibilidad de suficiente área para la disposición final ó aprovechamiento, son factores que facilitan la labor titánica de cosechar.

Gráfico 45. Relación Costo- Beneficio

$ 0

$ 50

$ 100

$ 150

$ 200

$ 250

$ 300

$ 350

0 5 10 15 20 25

Área (ha)

(mill

ones

de

peso

s)

$ 0

$ 10

$ 20

$ 30

$ 40

$ 50

$ 60

$ 70

$ 80

Reducción de costos detratamientoCosto de control

Beneficio neto

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CAPÍTULO 6: CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES

6.1 Conclusiones

De las especies de macrófitas acuáticas estudiadas, el buchón es la que mejor desempeño ofrece dentro de un sistema de tratamiento con macrófitas en la dársena de presedimentación de la planta Tibitoc.

La densidad media del buchón obtenida en la zona piloto dentro de la dársena de presedimentación fue 32.9 kg/m2, mientras que la carga máxima del sistema fue 42.41 kg/m2.

La tasa máxima de crecimiento, obtenida con la técnica del limnocorral y ajuste por el modelo logístico, fue de 0.21 kg/m2/día correspondiente a una densidad de 22.54 kg/m2 y a un tiempo de 210 días.

El reactor con cubierto con buchón de agua proporcionó mejores eficiencias de remoción en todos los parámetros evaluados que el reactor de control (reactor sin plantas).

Los procesos de sedimentación y oxidación natural, evaluados a través del reactor de control, producen buenas eficiencias de remoción de los contaminantes evaluados.

A mayor tiempo de retención hidráulico mejores eficiencias de remoción se obtuvieron para los dos reactores.

Para los parámetros de nitrógeno amoniacal, nitritos, nitratos, carbón orgánico

total, hierro total y manganeso total, la tasa de remoción expresadas en kg/ha/año guardan relación lineal con la concentración de entrada a los reactores. Mientras que el fósforo total, el hierro y manganeso solubles, la tasa de remoción es

proporcional al tiempo de retención hidráulico.

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Considerando las concentraciones históricas promedias que ingresan a la

dársena, las tasas de remoción encontradas experimentalmente fueron:

• Nitrógeno inorgánico = 1272 kg de N/ha/año.

• Nitrógeno amoniacal = 391 kg de N-NH4+/ha/año.

• Nitritos = 103 kg de N-NO2-/ha/año.

• Nitratos = 778 kg de N-NO3=/ /ha/año.

• Carbón orgánico total = 2712 kg de COT/ha/año.

• Hierro total = 1490 kg de Fe/ha/año.

• Manganeso total = 38 kg de Mn/ha/año.

Para un tiempo de retención en la dársena de 3.55 días, correspondiente a 5 m3/s,

la tasa de remoción de fósforo fue 64.36 kg de P/ha/año.

Tanto para la turbiedad como para el color en el reactor cubierto con buchón se alcanzan las mejores eficiencias de remoción y se relaciona proporcionalmente

con el tiempo de retención e inversamente con la carga hidráulica de sedimentación.

El aumento de la resistividad hidráulica, producido por las partes inmersas del

buchón, favorece significativamente la remoción de los sólidos totales. Esta conclusión es muy importante considerando que el sistema de buchón funcionaría como un pretratamiento antes de la coagulación en la planta de Tibitoc.

El reactor con buchón disminuyó la conductividad del agua en los tres tiempos de retención evaluados. Este comportamiento permite concluir que mientras el buchón se mantenga en condiciones controladas, los procesos de descomposición

y deposición no generarían detrimento de la calidad del agua a la salida de la dársena.

La proliferación de algas en el reactor de control produce un aumento en las tasas

de fotosíntesis y por ende una disminución del Anhídrido carbónico. Este comportamiento explica el aumento y gran variabilidad en el pH y la alcalinidad ne el efluente del reactor.

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El reactor cubierto con buchón presentó un comportamiento más estable con

relación al pH y la alcalinidad. Decrecimientos en los valores de estos parámetros cercanos al 5% fueron obtenidos, debido al incremento en la concentración de anhídrido carbónico producto de la alta actividad respiratoria de las plantas y

microorganismos que tienen el buchón como su hábitat.

Considerando que el pH óptimo requerido para el mecanismo de coagulación por absorción – neutralización es de 6.1, se concluye que mantener una zona cubierta

con buchón en la dársena permite optimizar el proceso de coagulación del agua del Río Bogotá que se desarrolla en la planta de Tibitoc.

La variación máxima horaria en el valor del pH en el reactor sin macrófitas fue de

1.14 unidades y ocurrió para un tiempo de retención hidráulico de 8 días. Mientras que para el reactor con buchón esta variación fue de 0.19 unidades, para un tiempo de retención de 2 días.

La presencia de macrófitas abaten el oxígeno disuelto en el agua , las altas tasas de respiración de las plantas y microorganismos sumadas a la disminución de la fotosíntesis por el efecto sombra, son las principales causas de éste

comportamiento. Abatimiento hasta del 40% del oxígeno disuelto influente fue obtenido para un tiempo de retención hidráulico de 8 días.

Considerando el esquema de tratamiento de la planta, el abatimiento en el

oxígeno disuelto no representa ningún problema.

El oxígeno en el reactor de control presentó un incremento del 7% debido principalmente al aumento en la tasa de fotosíntesis causado por la proliferación

de algas. La máxima variación de éste parámetro en el reactor fue de 2.3 mg/L, ocurrida a un tiempo de retención de 8 días.

El reactor con buchón mostró mayor disminución de la temperatura del agua.

Disminuciones de hasta 1.4 °C se presentaron para los tiempos de retención de 5 y 8 días.

La presencia de cobertura de buchón genera una reducción en la densidad de

algas hasta en un 85%. Mientras que en el reactor de control se produce una incremento hasta del 325%.

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Se seleccionó el control mecánico como medio para mantener el cultivo en

condiciones controladas. Este es el mejor método de control considerando como criterios de evaluación: el uso del agua, el grado de control, su impacto ambiental, la efectividad y costeabilidad.

Para la disposición final del buchón, se debe realizar el secado sobre áreas planas con alta exposición solar y aireación, colocando capas delgadas de plantas enteras sobre el suelo.

Utilizando la metodología costo-beneficio, se determinó el área óptima de la dársena que debe ser sembrada con buchón. Esta fue de 15 hectáreas, la cual genera un beneficio neto de 68 millones de pesos al año .

6.2 Recomendaciones

Debido a la dificultad de escalamiento de la dársena de presedimentación se

recomienda desarrollar un modelo hidrodinámico y de calidad de agua. Se coloca a disposición los resultados obtenidos en este estudio como posibles datos de entrada del modelo.

Otra alternativa es crear una zona piloto con buchón dentro de la dársena y monitorear el comportamiento de la calidad de agua, en algunas masas de agua, en su paso por la zona de siembra. Los resultados se compararían con los

obtenidos en este estudio para determinar algunos patrones y hacer extrapolación.

Dentro de la zona piloto monitorear el crecimiento del buchón en condiciones de reales para verificar el ajuste que produce el modelo logístico, obtenido en este

estudio con la técnica del limnocorral.

Hacer uso de la zona piloto para determinar los rendimientos reales de las actividades de cosecha, transporte y disposición final.

Estudiar la posibilidad de aprovechamiento del buchón cosechado, con el objetivo de aumentar el beneficio neto y minimizar el impacto ambiental que se pudiese generar.

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Evaluar el desempeño del reactor con buchón variando la densidad de la zona de

siembra.

Hacer la comparación del reactor con buchón con uno de control en el cual se inyecté un oxidante fuerte en el influente.

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CAPÍTULO 7: BIBLIOGRAFÍA

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