TRATAMIENTO DE EFLUENTES DE INDUSTRIAS … · plantas adaptadas a las condiciones ambientales donde...

VII CAIQ 2013 y 2das JASP

AAIQ Asociación Argentina de Ingenieros Químicos - CSPQ

TRATAMIENTO DE EFLUENTES DE INDUSTRIAS

METALÚRGICAS UTILIZANDO WETLANDS CONSTRUIDOS

G.C. Sánchez1, M.A. Maine1,2, H.R. Hadad2, S.E. Caffaratti1, M.C. Pedro1, G.A. Di

Luca2 y M.M. Mufarrege2 1Química Analítica, Facultad de Ingeniería Química, Universidad Nacional del Litoral,

Santiago del Estero 2829, Santa Fe (3000), Argentina. 2Consejo Nacional de Investigaciones Científicas y Técnicas (CONICET)

(E-mail: [email protected])

Resumen. Los wetlands o humedales construidos son diseñados para

enfatizar las propiedades de los humedales naturales en la retención de

contaminantes a través de procesos físico-químicos y biológicos. Son una

alternativa sustentable, de bajo costo de instalación y funcionamiento. El

objetivo de este trabajo fue evaluar la eficiencia de dos humedales

construidos y determinar si los contaminantes son retenidos por el

sedimento o por la plantas, conocimientos claves para llevar a cabo un

correcto manejo del humedal. Los dos wetlands estudiados (WC1 y WC2)

fueron diseñados para tratar efluentes de la industria de cromado junto con

efluente cloacal, pero las características químicas de los efluentes y los

volúmenes a tratar son diferentes. Ambos wetlands son de flujo superficial,

con aproximadamente el 80% de su superficie cubierta de Typha

domingensis. Se determinó la eficiencia de ambos humedales, a partir de las

concentraciones del efluente de entrada y salida. En sedimentos y vegetales

(hojas y raíces) se determinó P, Cr, Ni y Zn. Ambos wetlands funcionaron

eficientemente, presentando altos porcentajes de remoción de

contaminantes, disminuyendo no sólo los valores medios sino la

variabilidad de los mismos, a pesar de la alta heterogeneidad del efluente de

entrada. T. domingensis presentó alta capacidad de retención de metales,


AAIQ, Asociación Argentina de Ingenieros Químicos - CSPQ

especialmente en su zona radicular, lo que demuestra su capacidad de

fitoestabilización.

Palabras clave: Metales, Depuración, Efluentes

1. Introducción

Los wetlands o humedales naturales se han utilizado como receptores de aguas residuales

desde la antigüedad. Un wetland construido es un sistema de ingeniería diseñado para

optimizar los procesos naturales que se desarrollan en la vegetación del wetland, el

sedimento y los microorganismos asociados que llevan a cabo la depuración del agua.

A juzgar por el creciente número de humedales construidos utilizados para el

tratamiento de aguas residuales, principalmente cloacales, estos sistemas constituyen

una promisoria tecnología que ya ha sido aceptada en la mayor parte del mundo

(Moshiri, 1993; Kadlec y Knight, 1996; Kadlec et al., 2000; Vymazal y Krópfelová,

2005; Maine et al., 2006; Hadad y Maine, 2008; Maine et al., 2009). Además de algunos

países del primer mundo, existen humedales actualmente en operación en el sudeste de

Asia, India, China y Sudamérica. En nuestro país, el uso de humedales para tratamiento

de efluentes aún es muy limitado. Como es un método de tratamiento no tradicional, su

tecnología no está aún completamente entendida. El conocimiento de cómo trabaja un

humedal no está tan avanzado como para proveer modelos predictivos de

funcionamiento detallados, ya que es un sistema natural sujeto a cambios climáticos y

ciclos vegetativos. Por ello, para desarrollar criterios de diseño y optimizar su

funcionamiento, se debe mejorar la comprensión de los principales procesos que

ocurren en estos complejos sistemas.

Los wetlands construidos presentan ventajas frente a otros tratamientos

convencionales, ya que pueden construirse donde se necesitan y dimensionarse de

acuerdo a las necesidades del tratamiento. Han demostrado ser altamente eficientes en la

remoción de contaminantes, flexibles a fluctuaciones de la carga del contaminante y el

caudal, son de bajo costo de instalación y de mantenimiento, no requieren reactivos

químicos ni energía, son operables por mano de obra no especializada, integrables

funcionalmente con el entorno y presentan beneficios estéticos. Un humedal es un



ambiente constituido por una zona deprimida donde se desarrollan plantas acuáticas

flotantes y arraigadas sobre sedimentos permanentemente inundados donde se induce un

flujo artificial de agua. El ambiente complejo e integrado de los humedales construidos

provee un gran número de mecanismos para remover contaminantes de aguas residuales

durante su pasaje a través de los mismos, incluyendo procesos físico-químicos

(adsorción, precipitación, sedimentación, etc.) y biológicos (transformación bacteriana y

asimilación a través de la vegetación acuática) (Brix, 1993; Jenssen et al., 1993).

Como las plantas son el principal componente biológico de estos ecosistemas, son

ellas en gran medida, las que determinan su estructura y su funcionamiento (Carpenter,

1986; Peterson y Teal, 1996; Maine et al., 1998). Las plantas no sólo asimilan los

contaminantes directamente en sus tejidos, sino que además influyen en la

biogeoquímica de los sedimentos (Dunbabin et al., 1988; Andersen y Olsen, 1994; Brix,

1994) y actúan como un catalizador para las reacciones de purificación. Debido a su

capacidad para transportar oxígeno a las raíces, aumentan la biodiversidad en la

rizósfera, lo que promueve reacciones químicas y bioquímicas que mejoran la

purificación. Los mecanismos que utilizan las plantas para remover contaminantes no

son necesariamente los mismos para las diferentes especies vegetales y para los

diferentes contaminantes. Por esa razón, el tipo de plantas utilizadas en el tratamiento

implicará diferencias en la eficiencia de la remoción (Gersberg et al., 1986; Reddy et al.,

1989; Hadad et al., 2006, 2007; Maine et al., 2006, 2007). Es necesario encontrar

plantas adaptadas a las condiciones ambientales donde se va a llevar a cabo el

tratamiento y que presenten alta tolerancia y capacidad de asimilación de los

contaminantes del efluente que va a ser tratado. Se ha demostrado que las macrófitas no

solamente sorben contaminantes cuando están vivas, sino que su biomasa seca es capaz

de adsorber metales (Schneider y Rubio, 1999; Miretzky et al., 2006; Suñé et al., 2007).

Si bien, como dijimos las macrófitas se han convertido en una cuestión central no

sólo en estrategias de conservación de humedales naturales sino en la optimización de la

eficiencia de humedales construidos, el sedimento de fondo es generalmente el principal

responsable de la remoción de los contaminantes del agua que atraviesa el humedal

(Golterman, 1995; Wood y Shelley, 1999; Panigatti y Maine, 2003). El sedimento

puede retener o liberar contaminantes de acuerdo a las condiciones ambientales (Olsen,



1964; Lijklema, 1977; Boström et al., 1985). La disponibilidad de contaminantes

retenidos en los sedimentos, como por ejemplo metales, P, etc., depende de las

condiciones redox, del pH del sedimento (Boström et al., 1985; Gambell et al., 1991;

Maine et al., 1992; Lefroy et al., 1993), del contenido de materia orgánica (Yu et al.,

2001), etc. La dinámica de los contaminantes depende además de la forma química (por

ejemplo, en forma de carbonatos, óxidos, sulfuros, etc.) en la que los mismos están

retenidos en los sedimentos.

El objetivo de este trabajo fue evaluar la eficiencia de dos humedales construidos y

determinar si los contaminantes son retenidos por el sedimento o por la plantas,

conocimientos claves para llevar a cabo un correcto manejo de los mismos.

2. Materiales y Métodos 2.1. Sitios de Estudio

Los dos wetlands estudiados (WC1 y WC2) fueron diseñados para tratamiento final

de efluentes de industria metalúrgica junto con efluente cloacal. Como los volúmenes a

tratar y la composición química de los efluentes es diferente, los wetlands construidos

presentan diferentes características de diseño. Ambos wetlands son de flujo superficial.

El WC1, tiene 50 m de largo por 40 m de ancho y 0,3-0,6 m de profundidad; un tabique

central, obliga al efluente a recorrer el doble de distancia, obteniéndose una relación

largo:ancho de 5:1. Se tratan 100 m3/día, desde hace más de 10 años (Fig. 1). El WC2 es

de 7 m x 20 m y 0,5 m de profundidad (relación largo:ancho 3:1) (Fig. 2). El volumen

que ingresa al wetland es 10 m3/día aproximadamente, y se encuentra en operación

desde hace 4 años. El WC1 se impermeabilizó con bentonita, para lograr una

conductividad hidráulica de 10-7 m/s. El WC2 se impermeabilizó con una

geomembrana. En ambos casos, sobre las capas impermeabilizantes se colocó 1 m de

suelo donde se arraigaron las plantas. Ambos wetlands tienen aproximadamente el 80%

de su superficie cubierta con Typha domingensis. El tiempo de residencia hidráulica

varía entre 7 y 12 días. En ambos casos, una vez depurado el efluente se vuelca en una

laguna en el mismo predio industrial.



a b

c

d

a

b

c

Fig. 1. Foto satelital donde se observa el wetland construido WC1 (a), la laguna (b) y las instalaciones de la empresa (c).

Fig. 2. Foto satelital donde se observa el wetland construido WC2 (a), la pileta de salida (b), la laguna (c) y las instalaciones de la empresa (d).



Fig. 3. Foto superior: WC1 y foto inferior: WC2.

2.2. Metodología Analítica

Se determinó la eficiencia de ambos humedales, a partir de las concentraciones del

efluente de entrada y salida. En sedimentos y vegetales (hojas y raíces) se determinó P,

Cr, Ni y Zn. Los muestreos se realizaron mensualmente durante 3 años.

Se realizaron muestreos del efluente, sedimentos y vegetales, en las zonas de entrada

y salida del wetland.

En el efluente, la conductividad se midió con un conductímetro YSI 33. La

concentración de oxígeno se determinó con un electrodo Horiba OM-14 y el pH con un

peachímetro Orion. Las muestras de agua se llevaron al laboratorio y se filtraron con

membrana Millipore de 0,45 µm. Los análisis se realizaron de acuerdo a APHA (1998).



Las concentraciones de Cr, Ni y Zn en agua se realizaron por espectrometría de

absorción atómica (Perkin Elmer AAnalyst 200).

Las muestras de sedimentos se recolectaron usando un tubo colector de PVC de 4 cm

de diámetro. Todas las muestras se transportaron al laboratorio, refrigeradas a 4º C. El P

total se determinó luego de la digestión de las muestras con una mezcla de

HClO4:HNO3:HCl (7:5:2) seguida de la determinación de fósforo reactivo soluble

(PRS) (Murphy y Riley, 1962). Cr, Ni y Zn fueron determinados en el mismo digerido

por espectrometría de absorción atómica. Las macrófitas se muestrearon por triplicado.

En el laboratorio se lavaron y separaron en hojas y raíces. P, Cr, Ni y Zn se

determinaron de la misma manera que en las muestras de sedimentos, previa digestión

ácida.

En el WC2 se muestrearon además detritos vegetales que se acumularon en el fondo

de la zona de entrada del wetland, constituidos fundamentalmente por tejidos vegetales

senescentes. Se analizaron de la misma forma que las macrófitas.

3. Resultados y Discusión

Ambos wetlands funcionaron eficientemente, presentando altos porcentajes de

remoción de contaminantes, disminuyendo no sólo los valores medios sino la

variabilidad de los mismos, a pesar de la alta heterogeneidad de los efluentes de entrada

(Tablas 1 y 2). Si bien el pH de ambos efluentes fue diferente a la entrada, los valores a

la salida, no fueron significativamente diferentes. DQO y DBO mostraron buenas

eficiencias de remoción. Con respecto a las especies nitrogenadas, en el WC2 el amonio

presentó la mayor remoción, mientras que nitrito aumentó a la salida del humedal,

debido al proceso de nitrificación en condiciones aeróbicas; en el WC1 debido a las

condiciones anóxicas, el amonio fue el que presentó la menor remoción. Probablemente

debido a las diferentes concentraciones de oxígeno de los wetlands, el PRS y Ptotal

disminuyeron satisfactoriamente en el WC2 mientras que no mostraron una remoción

eficiente en el WC1. Se observó además una importante disminución de sulfato y sodio,

que son utilizados en los tratamientos primarios, por lo que ingresan a los wetlands en

altas concentraciones. La remoción de metales (Fe, Cr, Ni y Zn) fue eficiente en ambos

wetlands, si bien las concentraciones en los efluentes de entrada fueron diferentes.



Tabla 1. Concentraciones medias de los parámetros analizados en el efluente de entrada y de salida del WC1.

Entrada Salida

promedio rango promedio rango

%

remoción

pH 10,8 10,4-11,5 8,3 7,9-9,3 -

Temperatura 19,5 14-23,9 17,6 12,5-23 -

OD (mg l-1) 3,40 0-6,2 2,12 0,3-5,2 -

Conductividad

(umho/cm) 5113,3 3890-7700 1955,6 1400-2500 -

Dureza

(mg CaCO3 l-1)

219,6 92,3-305,2 81,3 51,1-101,2 61,7

Alcalinidad 553,2 114,6-750,4 224,1 156,8-332,3 36,5

SO42- (mg l-1) 1872,9 991,4-2316,1 626,4 412,1-884,1 66,5

NO3- (mg l-1) 50,6 15,4-98,2 9,9 3,6-24,2 80,4

NO2- (mg l-1) 2,221 0,258-6,22 0,352 0,017-0,766 84,1

NH4+

(mg l-1) 0,88 0,154-2,67 0,77 0,05-2,14 11,8

PRS (mg l-1) 0,030 0,005-0,079 0,026 0,005-0,334 13,3

PT (mg l-1) 0,396 0,064-1,38 0,309 0,129-0,696 22,0

Fe (mg l-1) 0,824 0,05-2,54 0,087 0,05-0,230 89,4

Cr (mg l-1) 0,092 0,023-0,204 0,014 0,002-0,033 84, 7

Zn (mg l-1) 0,041 0,022-0,070 0,020 0,015-0,050 51,2

Ni (mg l-1) 0,048 0,004-0,101 0,023 0,004-0,082 69,5

DQO (mg l-1) 85 27,9-154,0 47,1 13,9-72,9 44,6

DBO (mg l-1) 31,3 9,8-30,9 9,97 3,0-20,1 73,2



Tabla 2. Concentraciones medias de los parámetros analizados en el efluente de entrada y de salida del WC2.

Entrada Salida

promedio rango promedio rango

%

remoción

pH 7,9 7,4-8,3 8,0 8,0-8,1 -

Temperatura 22 19-23 16 15-18 -

Oxígeno (mg l-1) 5,0 3,2-5,4 5,4 4,2-5,8 -

Conductividad

(umho/cm) 3213 975-10060 1203,67 1058-1358 -

Dureza

(mg CaCO3 l-1)

90,5 76,8-120,0 75,2 68-88,8 16,9

SO42- (mg l-1) 1428,8 56,3-2781 133,7 75,3-181,3 90,6

Alcalinidad 690,0 101,7-1647,0 283,0 167,9-378,2 63,2

NO3- (mg l-1) 0,745 0,271-1,28 0,564 0,158-1,084 24,4

NO2- (mg l-1) 0,012 0,004-0,023 0,040 0,030-0,053 -246

NH4+

(mg l-1) 6,15 0,957-15,6 2,08 0,722-3,89 66,1

PRS (mg l-1) 0,592 0,247-0,903 0,307 0,291-0,350 48,1

PT (mg l-1) 0,889 0,642-1,322 0,425 0,398-0,442 52,8

Fe (mg l-1) 0,21 0,15-0,56 0,11 0,06-0,17 50,4

Cr (mg l-1) 0,310 0,012-1,45 0,022 0,019-0,025 92,9

Zn (mg l-1) 0,072 0,006-0,145 0,031 0,003-0,067 51,7

Ni (mg l-1) 0,018 0,003-0,082 0,004 0,004-0,004 77,5

DQO (mg l-1) 57,1 21,3-160 12,4 < 6-27 78,2

DBO (mg l-1) 45,3 10,2-55,5 8,6 3,2- 17,6 82,5

La Tabla 3 muestra las concentraciones de los contaminantes estudiados en

sedimentos de la zona de entrada y salida de ambos wetlands al final del periodo

estudiado. A pesar de las diferencias en las concentraciones de los metales en ambos

efluentes de entrada, éstos fueron removidos con alta eficiencia, quedando retenidos en

los sedimentos de la zona de entrada de ambos wetlands. En el WC2 no solo el

sedimento de entrada acumuló contaminantes, sino que además en esta zona se

acumularon detritos de T. domingensis, en los que se encontraron altas concentraciones



de metales retenidos (Tabla 4). Esto sería una importante ventaja para el manejo de

humedales construidos, porque cuando las plantas mueren, como su degradación es

lenta, siguen reteniendo metales dentro del humedal. Estos detritos pueden ser

removidos fácilmente para su disposición final.

Tabla 3. Concentración de P, Cr, Ni y Zn en sedimentos al final del periodo estudiado

WC1 WC2

Muestra Cr

(mg g-1)

Ni

(mg g-1)

Zn

(mg g-1)

P

(mg g-1)

Cr

(mg g-1)

Ni

(mg g-1)

Zn

(mg g-1)

P

(mg g-1)

Zona

Entrada 0,811 0,453 0,096 0,896 0,120 0,087 0,056 0,496

Zona

Salida 0,057 0,060 0,063 0,379 0,016 0,011 0,044 0,388

Las macrófitas acumularon metales, especialmente en raíces, lo que sugiere escasa

translocación a la parte aérea (Tabla 4). Esto es deseable ya que los metales quedan

inmovilizados en los wetlands y no están disponibles para los herbívoros. Es de destacar

la significativamente alta concentración de Cr en raíces de la macrófita en el WC2. En

la Tabla 4 puede verse además la remarcablemente alta concentración de metales en

detritos vegetales.

A fin de evaluar si los contaminantes quedaban retenidos en los sedimentos o en la

vegetación, se planteó un balance de masa para la zona de entrada, área donde se

produjo la mayor acumulación. Se determinó la masa de contaminantes acumulada en el

sedimento (teniendo en cuenta la concentración de metales en sedimento y la masa del

mismo por m2, suponiendo una profundidad de 3 cm como capa activa para la retención

de contaminantes) y en hojas y raíces de T. domingensis (teniendo en cuenta

concentración, su masa y cobertura por m2).



Tabla 4. Concentración de P, Cr, Ni y Zn en tejidos de T. domingensis.

WC1

Cr (mg g-1) Ni (mg g-1) Zn (mg g-1) P (mg g-1) Muestra

Hojas Raíces Hojas Raíces Hojas Raíces Hojas Raíces

Zona Entrada 0,023 0,256 0,014 0,199 0,034 0,090 2,24 1,84

Zona Salida 0,010 0,034 0,006 0,030 0,035 0,086 1,16 1,02

WC2

Cr (mg g-1) Ni (mg g-1) Zn (mg g-1) P (mg g-1) Muestra

Hojas Raíces Hojas Raíces Hojas Raíces Hojas Raíces

Zona Entrada 0,150 1,272 0,009 0,019 0,034 0,399 2,48 1,87

Zona Salida 0,024 0,535 0,007 0,013 0,029 0,117 2,39 1,96

Entrada (Detritos T.

domingensis) 1,29 0,013 0,206 1,09

Tabla 5. Balance de masa de P, Cr, Ni y Zn en los WC1 y WC2.

WC1 (mg/m2)

WC2 (mg/m2)

Cr Ni Zn P Cr Ni Zn P

Sedimento 27800,8 15244,4 3218,6 18144,8 3784,59 2617,38 495,18 141,48

Hoja 70,23 31,22 62,43 2316,7 569,7 3,90 23,41 2692,3

Raíz 219,40 146,88 54,16 137,7 5252,7 6,42 319,46 504,9

Como se observa en la Tabla 5, en el WC1 los contaminantes se acumularon

fundamentalmente en el sedimento. El P retenido por las macrófitas se acumuló

fundamentalmente en hojas de T. domingensis, mientras que los metales lo hicieron en

raíces. Contrariamente, en el WC2, se observa que Cr y P fueron retenidos

fundamentalmente por las macrófitas (P en hojas y metales en raíces, como en WC1).

Ni y Zn quedan retenidos principalmente en sedimento, al igual que en WC1. Esta

diferencia probablemente se debe a la composición química del efluente tratado, ya que

en el WC1 las características químicas del efluente (alto pH y conductividad y

concentraciones de calcio y carbonato) favorecen la precipitación del carbonato, tanto el



P como los metales pueden co-precipitar con CaCO3. A medida que el pH aumenta, la

sorción a carbonatos se incrementa mientras que a menores pH se incrementa la sorción

a óxidos (Golterman, 1995). Se calcularon los índices de saturación de la calcita,

teniendo en cuenta la composición química del agua (APHA, 1998). Estos índices de

saturación fueron mayores a 1 en la zona de entrada del WC1 e indican que la calcita

está sobresaturada por lo que su precipitación está termodinámicamente favorecida. Más

aún, la presencia de CaCO3 en la capa superficial de sedimento en esta zona del

humedal construido 1 fue corroborada en los análisis de difracción de rayos X. En

cambio en el WC2, este índice es menor a 1, indicando que la precipitación de CaCO3

no está termodinámicamente favorecida, lo que indicaría que los contaminantes fueron

retenidos por los óxidos en sedimento. Por otra parte, debe tenerse en cuenta que en el

caso del WC2 la gran concentración de detritos vegetales que se acumuló sobre el

sedimento llevó a cabo una importante retención de contaminantes, impidiendo que

lleguen al sedimento.

4. Conclusiones

Los humedales presentaron altas eficiencias de remoción de contaminantes y

demostraron su alta capacidad reguladora, disminuyendo la variabilidad de los

parámetros en el efluente de salida respecto al de entrada. Los resultados obtenidos

sugieren que la eficiencia en la retención de contaminantes podría mantenerse a lo largo

del tiempo si se mantienen las prácticas de manejo de los humedales.

Las concentraciones de metales en el sedimento de fondo en la zona de entrada de

ambos wetlands, fueron significativamente mayores que en la zona de salida, indicando

retención de contaminantes en esta zona.

En el WC1, el sedimento continuará reteniendo P y metales si se mantienen las

condiciones químicas del efluente (alto pH y conductividad y concentraciones de calcio

y carbonato).

En el caso del WC2 la gran concentración de detritos vegetales llevó a cabo la

mayor retención de contaminantes, impidiendo que lleguen al sedimento.

T. domingensis demostró su alta capacidad de retención de metales,

especialmente en su zona radicular, lo que demuestra su capacidad de fitoestabilización.



Reconocimiento

Los autores agradecen al Consejo Nacional de Investigaciones Científicas y Técnicas

(CONICET), Proyecto CAI+D de la Universidad Nacional del Litoral (UNL) y a la

Agencia de Promoción Científica y Tecnológica por financiar los fondos para este

trabajo.

Referencias

Andersen, F. O., Olsen. K. R. (1994). Nutrient Cycling in Shallow, Oligotrophic Lake Kvie, Denmark II: Effects of

Isoetids on the Exchange of Phosphorus Between Sediment and Water. Hydrobiologia 275/276, 267.

APHA (1998). Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, 20th ed., American Public Health

Association/American Water Works Association/Water Environment Federation, New York, USA.

Boström, B., Ahlgren, L., Bell, R. (1985). Internal Nutrient Loading in a Eutrophic Lake, Reflected in Seasonal

Variations of Some Sediment Parameters. Verh. Int. Ver. Limnol. 22, 3335.

Brix, H. 1993. Wastewater Treatment in Constructed Wetlands: System Design, Removal Processes and Treatment

Perfomance. Lewis Pub. USA.

Brix, H. (1994). Functions of Macrophytes in Constructed Wetlands. Wat. Sci. Tech. 29, 71.

Carpenter, S. R. (1986). Effects of Submersed Macrophytes on Ecosystem Processes. Aquat. Bot. 26, 341.

Dunbabin, J. S., Pokorny, J., Bowmer, K. H. (1988). Rhizosphere Oxygenation by Typha domingensis pers. in

Miniature Artificial Wetland Filters Used for Metal Removal from Wastewaters. Aqua. Bot. 29, 303.

Gambell, R., Wiesepape, J., Patrick Jr., W., Duff, M. (1991). The Effects of pH, Redox, and Salinity on Metal

Release From a Contaminated Sediment. Water, Air Soil Pollut. 57-58, 359.

Gersberg, R. M., Elkins, B.V., Lyon, S.R., Goldman, C. R. (1986). Role of Aquatic Plants in Wastewater Treatment

by Artificial Wetlands, Water Res., 20, 363.

Golterman, H. L. (1995). The Labyrinth of Nutrient Cycles and Buffers in Wetlands: Results Based on Research in

the Camargue (Southern France). Hydrobiologia. 315, 39.

Hadad, H. R., Maine, M. A., Bonetto, C. (2006). Macrophyte Growth in a Pilot-Scale Constructed Wetland for

Industrial Wastewater Treatment. Chemosphere. 63, 1744.

Hadad, H. R., Maine, M. A., Bonetto, C. (2007). Nutrient Effect on Metal Tolerance in Salvinia herzogii. Ecol. Eng.

31, 122.

Hadad, H. R., Maine, M. A. (2008). Utilización de Humedales Construidos Para el Tratamiento de Efluentes

Industriales. Com. Museo Prov. Cs. Nat. "Florentino Ameghino". 14, 1.

Jenssen, P., Maehlum, T., Krogstad, T. (1993). Potential Use of Constructed Wetlands for Wastewater Treatment in

Northern environments. Water Sci., Technol., 28, 149.

Kadlec, R. H., Knight, R. L. (1996). Treatment Wetlands. Lewis Publishers. Boca Raton, Fl.

Kadlec, R. H., Knight, R. L., Vymazal, J., Brix, H., Cooper, P., Haberl, R. (2000). Constructed Wetlands for

Pollution Control: Processes, Performance, Design and Operation, IWA Specialist Group on Use of

Macrophytes in Water Pollution Control, IWA Publishing.

Lefroy, R., Samsoir, S., Blair, G. (1993). The Dynamics of Sulfur, Phosporus and Iron in Flooded Soils as Affected

by Changes in Eh and pH. Aust. J. Soil Res. 32, 493.



Lijklema, L. (1977). The Role of Iron in the Exchange of Phosphate Between Water and Sediments. In: Interactions

Between Sediments and Fresh Water (Golterman, H.L., ed.). Dr. W. Junk Publishers. The Hague. 313-317 p.

Maine, M. A., Leguizamon, M., Hammerly, J., Pizarro, M. J. (1992). Influence of the pH and Redox Potential on

Phosphorus Activity in the Parana Medio System. Hydrobiologia. 228, 83.

Maine, M. A., Panigatti, M.C., Pizarro, M. J. (1998). Role of Macrophytes in Phosphorus Removal in Parana Medio

Wetlands. Polskie Archiwum Hydrobiolologii (Polish Archives of Hydrobiology). 1, 23.

Maine, M. A., Suñe, N., Hadad, H. R., Sánchez, G., Bonetto, C. (2006). Nutrient and Metal Removal in a Constructed

Wetland for Waste-Water Treatment From a Metallurgic Industry. Ecol. Eng. 26, 341.

Maine, M. A., Suñe, N., Hadad, H. R., Sánchez, G., Bonetto, C. (2007). Removal Efficiency of a Constructed

Wetland for Wastewater Treatment According to Vegetation Dominance. Chemosphere. 68, 1105

Maine, M. A., Hadad, H. R., Sánchez, G., Caffaratti, S., Bonetto, C. (2009). Influence of Vegetation on the Removal

of Heavy Metals and Nutrients in a Constructed Wetland. J. Environ. Manag. 90, 355.

Miretzky, P., Saralegui, A., Fernández Cirelli, A. (2006). Simultaneous Heavy Metals Removal Mechanism by Dead

Macrophytes. Chemosphere. 66, 247.

Moshiri, G.A. (1993). Constructed Wetlands for Water Quality Improvement. CRC Press, Boca Raton, Fl.

Murphy, J., Riley, J. (1962). A Modified Single Solution Method for Determination of Phosphate in Natural water.

Anal. Chim. Acta. 27, 31.

Olsen, S. (1964). Phosphate Equilibrium Between Reduced Sediments and Water, Laboratory Experiments With

Radioactive Phosphorus. Verh. Int. Ver. Limnol. 13, 915.

Panigatti, M.C., Maine, M. A. (2003). Influence of Nitrogen Species (NH4+ and NO3

-) on the Dynamics of P in

Water-Sediment–Salvinia herzogii Systems. Hydrobiologia. 492, 151.

Peterson, S., Teal, J. (1996). The Role of Plants in Ecologically Engineered Wastewater Treatment Systems. Ecol.

Eng. 6, 137.

Reddy, K., Patrick, W., Lindau, C. (1989). Nitrification-Denitrification at the Plant Root-Sediment Interface in

Wetlands. Limnol. Oceanogr., 34, 1004.

Schneider, I., Rubio, J. (1999). Sorption of Heavy Metal Ions by the Nonliving Biomass of Freshwater Macrophytes.

Environ. Sci. Technol. 33, 2213.

Suñe, N., Sánchez, G., Caffaratti, S., Maine, M. A. (2007). Cadmium and Chromium Removal Kinetics From

Solution by Two Aquatic Macrophytes. Environ. Poll., 145, 467.

Vymazal, J., Krópfelová, L. (2005). Growth of Phragmites australis and Phalaris arundinacea in Constructed

Wetlands for Wastewater Treatment in the Czech Republic. Ecol. Eng., 25, 606.

Wood, T., Shelley, M. (1999). A Dynamic Model of Bioavailability of Metals in Constructed Wetland Sediments.

Ecol. Eng., 12, 231.

Yu, K.-C., Chen, S.-H., Ho, S.-T. (2001). Chemical Binding of Heavy Metals in Anoxic River Sediments. Water

Res., 35, 4086.

TRATAMIENTO DE EFLUENTES DE INDUSTRIAS … · plantas adaptadas a las condiciones ambientales donde...

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