Introducción

La contaminación del agua por actividades antropogénicas ha hecho cada vez más difícil y costoso el tratamiento de aguas residuales, ya que requiere de procesos físicos, químicos y biológicos, en plantas de tipo convencional o que usan procesos naturales para cumplir con la descarga establecida por la norma ambiental vigente. Los sistemas convencionales, en la mayoría de los casos, no son accesibles para muchas comunidades debido, principalmente, a los costos de construcción, operación y mantenimiento, por lo que es necesario aplicar tecnologías accesibles y amigables con el ambiente (^{Comisión Nacional del Agua [CONAGUA], 2016}). En este sentido, los humedales artificiales (HA) cumplen con dichas características, pues presentan bajo costo en el tratamiento de efluentes, no requieren aditivos químicos para eliminar los contaminantes, no generan malos olores, presentan mínima emisión de gases de efecto invernadero, son estéticos, la operación y el mantenimiento son sencillos con un consumo mínimo de energía eléctrica, y tienen aplicación en zonas rurales y urbanas (^{Arias & Brix, 2003}; ^{Ayaz, 2008}; ^{CONAGUA, 2014}).

Los HA imitan los procesos que ocurren en humedales naturales (^{Ghosh & Gopal, 2010}), a través del cultivo de macrófitas enraizadas (emergentes, flotantes o sumergidas) sobre un medio de soporte (grava, arena u otros) y la presencia de microorganismos en la zona de raíces (^{Delgadillo, Camacho, Pérez, & Andrade, 2010}). Las plantas absorben y asimilan los contaminantes, proporcionan una extensa superficie para el crecimiento bacteriano (nitrificantes), favorecen el transporte de oxígeno a través de la rizosfera, estimulan la degradación de la materia orgánica, y retienen sólidos en suspensión por sedimentación y filtración. Algunas especies vegetativas son más dominantes y presentan mayor eficiencia de remoción de contaminantes (^{Brix, 1994}; ^{Fernández-González, de Miguel-Beascoechea, de Miguel-Muñoz, & Fernández-de la Mora, 2004}; ^{Xiao, Peng, Yue, & Wen, 2007}).

^{Romero-Aguilar, Colín-Cruz, Sánchez-Salinas, y Ortiz-Hernández (2009)} evaluaron la remoción de la carga orgánica de aguas residuales domésticas de una institución en tres HA de flujo horizontal con Phragmites australis y Typha dominguensis, instalados después de un tratamiento primario. Sus resultados indican que la demanda química de oxígeno (DQO) se redujo de 90.2 a 95.73 %, el fósforo total (PT) de 3.13 a 40.35 %, y las bacterias asociadas al sistema disminuyeron 1 x 10⁵ UFC·mL^-1 en el agua residual y 1 x 10⁷ UFC·g^-1 en la rizósfera y el sustrato.

Por otro lado, ^{Amabilis-Sosa, Siebe, Moeller-Chávez, y Durán-Domínguez-de Bazúa (2016)} determinaron la acumulación y distribución de mercurio en aguas residuales con Phragmites australis, como barrera biológica, en nueve HA, de los cuales tres se inocularon con bacterias tolerantes a metales pesados, tres sin inóculo y tres sin plantas ni inóculo. Después de 304 días de operación, los sistemas con vegetación y bacterias metalotolerantes removieron 73 % del mercurio total.

En la Institución Universitaria Colegio Mayor de Antioquia (IUCMA), Colombia, se implementaron dos HA de flujo subsuperficial (HAFS) para el tratamiento de agua residual con Typha latifolia y Cyperus papyrus, ambas macrófitas. Los resultados obtenidos para DQO, demanda bioquímica de oxígeno (DBO₅), sólidos suspendidos totales (SST) y PT, con T. latifolia fueron 53.9, 83.2, 95.5 y 97.2 %, mientras que con C. papyrus fueron 47.9, 82.9, 40.3 y 95.9 %, respectivamente (^{Bedoya-Pérez, Ardila-Arias, & Reyes-Calle, 2014}). Es importante resaltar que cada región del mundo evalúa especies macrófitas nativas para determinar su potencial de fitorremediación en aguas residuales. Algunas de las macrófitas más estudiadas son: Typha angustifolia (^{Park & Polprasert, 2008}), Typha angustata (^{Ghosh & Gopal, 2010}), Typha augustifolia (^{Arivoli & Mohanraj, 2013}), Cyperus difformis y Dracaena sanderiana (^{Saeed, Al-Muyeed, Afrin, Rahman, & Sun, 2014}).

En el sureste de México, particularmente en Tabasco, existe una gran diversidad de flora de pantanos que no ha sido evaluada en el tratamiento de aguas residuales (^{Bueno, Álvarez, & Santiago, 2005}). Entre las especies poco estudiadas en HA se encuentran Sagittaria latifolia y Sagittaria lancifolia (^{Novelo, 2003}), esta última ha sido evaluada en HAFS como tratamiento terciario, y no como primario o secundario (^{Zachritz & Fuller, 1993}); esta especie también se ha empleado en la remoción de nutrientes en efluentes pluviales (^{Lenhart, Hunt, & Burchell, 2012}). Ambas especies tienen la ventaja de ser más pequeñas (mejor manejo y transporte) que las utilizadas en los humedales de la región, aunado a su abundancia en los humedales de Tabasco. En las áreas urbanas son consideradas como malezas, y se ha reportado que variedades de estas especies son eficientes en la remoción de materia orgánica y nutrientes (^{Lenhart et al., 2012}; ^{Zachritz & Fuller, 1993}); por lo que es importante generar más información sobre la capacidad de asimilación y eliminación de contaminantes de estas plantas.

Considerando lo anterior, el objetivo de este trabajo fue evaluar la eficiencia de Sagittaria latifolia y Sagittaria lancifolia en la remoción de contaminantes básicos como SST, DBO₅, DQO y coliformes fecales (CF), en nueve humedales artificiales de flujo libre (HAFL).

Materiales y métodos

Sistema de tratamiento de aguas residuales (STAR). El sistema empleado se encuentra en la División Académica de Ciencias Biológicas (DACBiol) de la Universidad Juárez Autónoma de Tabasco (UJAT), ubicada en Villahermosa, Tabasco, México (17° 59’ 26” y 17° 59’ 17” latitud norte; 92° 58’ 16” y 92° 58’ 37” longitud oeste). Consta de nueve HAFL independientes de 2.5 m de largo, 1.2 m de ancho y 1 m de alto, con un tirante operativo de 0.5 m. Están fabricados de lámina de acero al carbón calibre 10. El exterior está cubierto por esmalte alquidálico anticorrosivo y el interior está protegido con impermeabilizante elastomérico, con cinco capas de fibra textil. Todos están equipados con tubería hidráulica de PVC (0.05 m), para distribuir el flujo del agua residual. Tienen un lecho de grava de 0.1 m de profundidad y tamaño de partícula entre 2.36 y 19 mm, porosidad de n = 49.6 ± 0.7 y permeabilidad > 1 000, que funciona como soporte de la vegetación. Cuentan con un tanque de distribución con capacidad de 200 L, el cual se alimenta por bombeo desde una cisterna a través de una tubería hidráulica de PVC. Durante este estudio, los HAFL operaron con un caudal de 0.26 ± 0.1 m³·día^-1 y tiempo de retención hidráulica (TRH) de 6.05 ± 2.1 días.

Colecta, siembra y estabilización de la vegetación. Las plantas de Sagitaria latifolia se colectaron en una zona inundable en Villahermosa, Tabasco, México (17° 59.219’ latitud norte y 92° 57.588’ longitud oeste), mientras que Sagittaria lancifolia se extrajo de la Reserva de la Biosfera Pantanos de Centla, Tabasco (18° 18.952’ latitud norte y 92° 32.376’ longitud oeste). Se colectaron plantas jóvenes completas, incluyendo flores y frutos, para su posterior siembra e identificación taxonómica según ^{Zepeda-Gómez y Lot (2005)}.

Los ejemplares recolectados se colocaron en contenedores de 20 L con agua del medio natural, para evitar el estrés. Ambas vegetaciones se sembraron en un canal de aguas residuales, con la finalidad de que se adaptaran al medio nuevo, donde permanecieron 10 días. Posteriormente, se trasplantaron a los HAFL. Se sembraron 15 individuos por cada HAFL. La lámina de agua se mantuvo a 0.3 m durante 14 días, para disminuir el tiempo de crecimiento y propagación. A los 24 días de la siembra, se aumentó el nivel del agua en los HAFL a 0.5 m para iniciar el periodo de estabilización, el cual se logra hasta que la vegetación alcanza su madurez y se forma la película bacteriana en la rizosfera y medio de soporte, esto puede durar hasta tres meses (^{Valles-Aragón, & Alarcón-Herrera, 2014}).

Todo el proceso de operación se realizó de agosto a septiembre de 2015, y la fase de evaluación se inició en septiembre de 2016. Lo anterior debido a que la mejor eficiencia en los humedales se alcanza entre el primer y segundo año de operación (^{Amabilis-Sosa et al., 2016}; ^{Torres-Bojorges, Hernández-Razo, Fausto-Urquieta, & Zurita-Martínez, 2017}).

Análisis del agua residual. El agua residual empleada en los experimentos se obtuvo del cárcamo concentrador de aguas residuales domésticas de la DACBiol-UJAT, la cual genera un gasto de 120 m³·día^-1. Se realizaron 36 muestreos distribuidos en el periodo septiembre - noviembre de 2016. En cada muestreo se tomaron diez muestras a las 12:00 horas, una del afluente del tanque de distribución y nueve del efluente de los HAFL, dando un total de 360 muestras simples. La temperatura y el pH (parámetros de campo) se midieron tres veces a la semana con un multiparamétrico (HI 9828, Hanna Instrument^MR, EUA). Por su parte, los SST, la DBO₅, la DQO y los CF (parámetros de laboratorio), se determinaron bajo lo establecido en las normas mexicanas (Cuadro 1); para lo cual se consideró el mínimo número de muestreos, que fue uno por semana, dando un total de 120 muestras simples. La eficiencia de remoción de contaminantes se determinó de acuerdo con lo establecido por ^{Torres-Bojorges et al. (2017)}.

Cosecha. Esta actividad es parte del mantenimiento rutinario y control del proceso en los HAFL. Consiste en retirar la vegetación que se encuentra deteriorada o muerta, pues ya no asimila los contaminantes. Si no se realiza esta acción, se tiene un efecto negativo en la eficiencia de remoción, ya que hay descomposición libre de los contaminantes antes procesados con lo que se incrementa la concentración de DBO₅ de salida en el efluente de las unidades de tratamiento (^{Lot, Olvera, Flores, & Díaz, 2015}; ^{Vera et al., 2010}).

Al iniciar la fase de evaluación de la vegetación, se podó el tallo de manera manual a 0.1 m sobre el nivel del agua (0.5 m). Este proceso se realizó nuevamente al término del periodo para contabilizar la biomasa generada. La vegetación recolectada se depositó en contenedores de 20 L para pesarla con una balanza de resorte con capacidad de 20 kg. Adicional al peso se determinó la altura (cm), humedad (%), ancho y largo de la hoja (cm). Aunado a lo anterior, se cuantificó la biomasa bacteriana adherida al medio de soporte (sobre las rocas) mediante gravimetría (materia volátil), por el método adaptado de SVT (^{NMX-AA-034-SCFI-2001}); esto se realizó por duplicado para cada HA (dando un total de 18 muestras).

Diseño experimental y análisis estadístico. En este trabajo se realizó un diseño de un factor con tres tratamientos: HAFL sin vegetación (HAFL-Control), HA con Sagittaria lancifolia (HAFL-S-Lan) y HA con Sagittaria latifolia (HAFL-S-Lat), con tres réplicas cada uno (Figura 1).

Figura 1 Arreglo experimental de humedales artificiales de flujo libre. 

Para encontrar diferencias entre tratamientos (HAFL-Control, HAFL-S-Lan y HAFL-S-Lat), se realizó un análisis de Kruskal Wallis, seguido de un contraste de mediana de Mann-Whitney para las variables de SST, DBO₅, CF y biomasa vegetal. Para la DQO se realizó un análisis de varianza simple y después un contraste múltiple de Tukey (P ≤ 0.05). Los datos se analizaron en el paquete estadístico Statgraphics 7.0^MR.

Resultados y discusión

Temperatura. La temperatura promedio del agua residual al finalizar el experimento fue de 26.2 ± 0.9, 27.3 ± 0.5 y 26 ± 0.8 °C, para los HAFL-S-Lat, HAFL-S-Lan y HAFL-Control, respectivamente (Cuadro 2); valores que se encuentran por debajo de lo establecido por la ^{NOM-001-SEMARNAT-1996} (40 °C) para la protección de vida acuática. Dicho parámetro se mantiene constante entre los tratamientos, y es un factor importante en el crecimiento de los microorganismos mesófilos que favorecen el proceso de asimilación de contaminantes por las plantas y la degradación de estos (^{Vymazal, 2007}). Se sabe que las temperaturas altas afectan a la fauna, flora acuática y degradación de la materia orgánica, al disminuir el oxígeno disuelto; si es mayor a 50 °C, la digestión aerobia y nitrificación bacteriana se detienen, y si es menor a 5 °C la actividad microbiana se inhibe (^{Crites & Tchobanoglous, 2000}). Por lo anterior, se considera que las temperaturas registradas son óptimas para la remoción de contaminantes.

Potencial de hidrógeno (pH). El pH promedio del agua residual en los HAFL-S-Lat, HAFL-S-Lan y HAFL-Control fue de 7.7 ± 0.1, 7.5 ± 0.1 y 8.0 ± 0.2, respectivamente (Cuadro 2). Dichos valores cumplen con lo reportado en la ^{NOM-001-SEMARNAT-1996}, ya que establece que el límite permisible máximo de pH es de 5 a 10. Por otro parte, los resultados obtenidos concuerdan con lo reportado por ^{Allen, Hook, Biederman, y Stein (2002)}, quienes exponen que los procesos de nitrificación microbiana liberan H⁺, lo cual hace que el pH disminuya. No obstante, la disminución del pH no es mayor, debido, principalmente, a las interacciones entre el sustrato y la biopelícula, a la presencia de plantas y a la acción del CaCO₃ presente en el sustrato (^{Kadlec & Wallace, 2009}).

Solidos suspendidos totales (SST). La remoción de sólidos dentro de los humedales se da por sedimentación y filtración; ya que las raíces de las macrófitas y el medio de soporte reducen la velocidad del agua dentro del HA. Gran parte de la remoción ocurre en los primeros centímetros de la zona de entrada, debido a las condiciones tranquilas y a la poca profundidad del agua en el sistema (^{Delgadillo et al., 2010}; ^{Karathanasis, Potter, & Coyne, 2003}). En este estudio, el efluente del cárcamo presentó en promedio 334.58 mg·L^-1, y con los tratamientos los valores fueron 99.2 ± 10, 10.4 ± 3.8 y 20.8 ± 1.9 mg·L^-1 con 70, 97 y 94 % de eficiencia de remoción para los HAFL-Control, HAFL-S-Lan y HAFL-S-Lat, respectivamente (Cuadro 2). Estos resultados cumplen con los límites permisibles máximos de la ^{NOM-001-SEMARNAT-1996} y ^{NOM-003-SEMARNAT-1997}, los cuales son de 40 mg·L^-1 para la protección de vida acuática y de 30 mg·L^-1 para contacto público indirecto u ocasional.

Los HAFL en este estudio alcanzaron eficiencias de remoción mayores a las reportadas por ^{Pérez-Salazar, Alfaro-Chinchilla, Sasa-Marín, y Agüero-Pérez (2012)}, quienes trataron aguas residuales domésticas de un sector industrial en un área tropical de Costa Rica utilizando HAFS con Cyperus papyrus, y alcanzaron 73 % de remoción de SST. Otro sistema de HAFL a escala piloto, propuesto por ^{Valipour, Raman, y Ghole (2009)}, con vegetación emergente de Phragmites sp. presentó una remoción de 86 % de SST.

El análisis de Kruskal-Wallis probó que los tratamientos tienen un efecto estadísticamente significativo (P < 0.0016) en la disminución de SST, con un 95 % de confiabilidad. Los HAFL-S-Lan presentaron el valor más bajo (12.6 ± 3.80 mg·L^-1), seguidos de los HAFL-S-Lat (21.4 ± 1.90 mg·L^-1). Por su parte, la prueba de Mann-Whitney indicó diferencias estadísticamente significativas (P < 0.05) entre la mediana de los tratamientos, con un nivel de confianza de 95 % (Figura 2).

Figura 2 Valores de la mediana (± desviación estándar) de sólidos suspendidos totales (SST) de los diferentes tratamientos de humedales artificiales evaluados. ^zMedias con la misma letra entre tratamientos no difieren estadísticamente (Mann-Whitney, P ≤ 0.05). 

Demanda bioquímica de oxígeno (DBO₅). El agua residual del cárcamo presentó un valor promedio de 383.39 mg·L^-1 en DBO₅, después de los tratamientos los valores obtenidos fueron 23.59 y 11.99 mg·L^-1 con HAFL-S-Lan y HAFL-S-Lat, respectivamente. Ambos tratamientos cumplen con las ^{NOM-001-SEMARNAT-1996} y ^{NOM-003-SEMARNAT-1997}, que establecen como límites máximos 30 mg·L^-1 de DBO₅ para la protección de vida acuática y 20 mg·L^-1 para servicio al público con contacto indirecto u ocasional.

La DBO₅ que se encuentra en forma soluble se remueve mediante la degradación biológica (aerobia y anaerobia) realizada por los microorganismos adheridos a la superficie de las plantas, a los detritos, a la columna de agua (como en los HAFL) y al medio de soporte, por ello la remoción de DBO₅ en los HA es generalmente alta (^{Abidi, Kallali, Jedidi, Bouzaiane, & Hassen, 2009}).

La eficiencia de remoción de DBO₅ en los HAFL-S-Lan fue de 94 % y en los HAFL-S-Lat fue de 97 %. Dichos promedios son mayores a los reportados por ^{Valipour et al. (2009)}, quienes establecen que los HA con vegetación Phragmites sp. tienen una eficiencia de remoción de DBO₅ de 86 %. ^{Solís-Silván, López-Ocaña, Bautista-Margulis, Hernández-Barajas, y Romellón-Cerino (2016)} evaluaron HA de flujo superficial y subsuperficial a escala piloto con vegetación T. dominguensis para el tratamiento de aguas residuales doméstica, y encontraron que los HAFL tienen mayor eficiencia de remoción de DBO₅ (97 %) que los HAFS; resultados similares a las eficiencias obtenidas en esta investigación.

El análisis de Kruskal-Wallis indicó que los tratamientos tienen un efecto estadísticamente significativo (P < 0.0146) con respecto a la disminución de DBO₅, con un 95 % de confiabilidad. Los HAFL-S-Lat presentaron el valor menor de la mediana (14.6 ± 4.44 mg·L^-1), seguidos de los HAFL-S-Lan (24.4 ± 2.09 mg·L^-1) y los HAFL-Control (169.5 ± 9.38 mg·L^-1). La prueba de Mann-Whitney mostró diferencias estadísticamente significativas (P < 0.05) entre las medianas de los tratamientos, con un nivel de confianza de 95 % (Figura 3).

Figura 3 Valores de la mediana (± desviación estándar) de la demanda bioquímica de oxígeno de los diferentes tratamientos de humedales artificiales analizados. ^zMedias con la misma letra entre tratamientos no difieren estadísticamente (Mann-Whitney, P ≤ 0.05). 

Demanda química de oxígeno (DQO). ^{Verhoeven y Meuleman (1999)} señalan que las altas tasas de eliminación de DQO son causadas por la sedimentación de sólidos en suspensión, y por procesos de descomposición rápida en el agua y en las capas superiores del sustrato. Lo anterior queda de manifiesto en este trabajo, ya que el valor promedio de DQO del agua residual del cárcamo fue de 970.8 mg·L^-1, y al concluir el tratamiento los HAFL-S-Lan tuvieron 59.6 mg·L^-1 y los HAFL-S-Lat 29.6 mg·L^-1, con eficiencia de remoción de 93 y 96 % respectivamente. Dichos porcentajes son mayores a los obtenidos por la Secretaría de Medio Ambiente y Recursos Naturales (^{SEMARNAT, 2012}) en un HA para el tratamiento de aguas residuales generadas por comunidades rurales, donde alcanzaron una eficiencia de remoción de 60 y 75 % en DQO. Por su parte, ^{Romero-Aguilar et al. (2009)} obtuvieron eficiencias de remoción de DQO de 90.2 % con HA a escala piloto con Phragmites australis y Typha dominguensis.^{Bedoya-Pérez et al. (2014)} realizaron una investigación con HAFS para aguas similares a las de este estudio (institucionales) y lograron la disminución de DQO con un TRH de nueve días para T. latifolia y de siete días para C. papirus (79.4 y 68.1 % respectivamente).

La relación DBO₅/DQO obtenida en este estudio en el agua residual del cárcamo fue de 0.39, por lo que se puede afirmar que este efluente es de difícil degradación; es decir, la mayor cantidad de materia orgánica e inorgánica presente no se puede oxidar bioquímicamente, por lo que intervienen otros procesos como la oxidación, reducción, volatilización, adsorción, absorción, sedimentación y filtración (^{Bedoya-Pérez et al., 2014}; ^{Crites & Tchobanoglous, 2000}; ^{Karathanasis et al., 2003}).

El análisis de varianza simple mostró que los tratamientos tienen un efecto estadísticamente significativo (P < 0.002) en la disminución de DQO, con un 95 % de confiabilidad. Esto permitió identificar que los HAFL-S-Lat tuvieron el promedio más bajo (29.5 ± 10.80 mg·L^-1), seguidos de los HAFL-S-Lan (59.62 ± 5.87 mg·L^-1) y los HAFL-Control (218.91 ± 35.42 mg·L^-1). La prueba de contraste a posteriori de Tukey indicó diferencias estadísticamente significativas entre los diferentes tipos de tratamientos evaluados (P < 0.05), con un nivel de confianza de 95 % (Figura 4).

Figura 4 Valores promedio de la demanda química de oxígeno de los diferentes tratamientos de humedales artificiales evaluados. ^zMedias con la misma letra entre tratamientos no difieren estadísticamente (Tukey, P ≤ 0.05). 

Coliformes fecales (CF). El agua residual del cárcamo presentó un promedio de 100 000 NMP·100 mL^-1, y al finalizar el tratamiento en los HAFL-S-Lan fue de 100 NMP·100 mL^-1 y en los HAFL-S-Lat de 1 000 NMP·100 mL^-1. Con base en los resultados obtenidos, se determinó que se cumple con el límite permisible máximo establecido por la ^{NOM-003-SEMARNAT-1997} (1 000 NMP·100 mL^-1 para servicio al público con contacto indirecto u ocasional). La eficiencia de remoción de CF en los HAFL-S-Lan fue de 99.9 % y en los HAFL-S-Lat fue de 99 %. ^{Keith et al. (2003)} establecen en su estudio que los principales microorganismos en los HA como CF, enterococos, Salmonella, Shigella, Yersinia y colifagos, se remueven con eficiencias de 80 a 99 % con Typha latifolia, Effusus y Scirpus validus. Además de la vegetación extensa, los procesos que contribuyen a la remoción bacteriana en los HA son la sedimentación, la agregación, la oxidación, la filtración, la irradiación solar, la antibiosis, la depredación y la competencia (^{Gersberg, Lyon, Brenner, & Elkins, 1987}).

El análisis de Kruskal-Wallis indicó que los tratamientos tienen efecto estadísticamente significativo (P < 0.02) con respecto a la disminución de CF, con 95 % de confiabilidad; en donde los HAFL-S-Lat presentaron menor cantidad de CF en el valor de la mediana (1 000 NMP·100 mL^-1), seguidos de los HAFL-S-Lan (100 NMP·100 mL^-1) y los HA-Control (100 000 NMP·100 mL^-1). La prueba de Mann-Whitney indicó diferencias estadísticamente significativas (P < 0.05) entre las medianas de los tratamientos, con un nivel de confianza de 95 % (Figura 5).

Figura 5 Valores de la mediana (± desviación estándar) de coliformes fecales de los diferentes tratamientos de humedales artificiales evaluados. ^zMedias con la misma letra entre tratamientos no difieren estadísticamente (Mann-Whitney, P ≤ 0.05). 

Biomasa bacteriana. Los microorganismos adheridos al medio de soporte también son responsables de la degradación de la materia orgánica; por esta razón, se determinó la producción de microorganismos por unidad de masa del medio de soporte. En este sentido, los HAFL-Control presentaron una producción de 4 638.0 mg·kg^-1, los HAFL-S-Lan de 29 940.0 mg·kg^-1 y los HALF-S-Lat de 8 541.83 mg·kg^-1.

El análisis de Kruskal-Wallis indicó que los tratamientos tienen efecto estadísticamente significativo (P < 0.05) con respecto a la presencia de microorganismos, con 95 % de confiabilidad. Los HAFL-Control presentaron menor cantidad de microorganismos, con una mediana de 5 033.0 ± 1 196.36 mg·kg^-1, seguidos de los HAFL-S-Lat con 7 702.5 ± 2 766.28 mg·kg^-1 y los HAFL-S-Lan con 27 458.5 ± 13 135.6 mg·kg^-1. La prueba de Mann-Whitney indicó diferencias estadísticamente significativas (P < 0.05) entre las medianas de los tratamientos, con un nivel de confianza de 95 % (Figura 6).

Figura 6 Valores de la mediana (± desviación estándar) de la biomasa microbiana de los diferentes tratamientos de humedales artificiales evaluados. ^zMedias con la misma letra entre tratamientos no difieren estadísticamente (Mann-Whitney, P ≤ 0.05). 

Biomasa vegetal. El crecimiento de Sagittaria latifolia y Sagittaria lancifolia puede variar de acuerdo con las condiciones ambientales donde se encuentren. Los principales parámetros que influyen en el crecimiento y propagación de las plantas son la temperatura, la materia orgánica, nutrientes disponibles y cantidad de agua, pues si esta última es excesiva afectará el desarrollo de la vegetación (^{Delgadillo et al., 2010}).

Para Sagittaria latifolia, los tallos alcanzaron en promedio una altura de 114.5 ± 0.8 cm, y las hojas fueron de 23.10 ± 8.4 cm de largo y 20.67 ± 2.3 cm de ancho. Al iniciar el tratamiento, la biomasa fue de 24.3 ± 1.6 kg y al finalizar fue de 55 ± 1.5 kg, con 61 % de humedad. En el caso de Sagittaria lancifolia, los tallos tuvieron una altura de 145.7 ± 3.4 cm, y sus hojas 54 ± 5.4 cm de largo y 17.8 ± 3.4 cm de ancho. La biomasa inicial de la vegetación plantada fue de 30.5 ± 0.5 kg y al finalizar el experimento fue de 78 ± 1 kg. Cabe mencionar que al final la planta tuvo en promedio 68 % de humedad.

Dichos resultados muestran que existe una relación directa entre la biomasa vegetal y el establecimiento de los microorganismos, pues Sagittaria lancifolia presentó mayor biomasa vegetal y mayor cantidad de microorganismos en el medio de soporte. Estos resultados son diferentes a los de ^{Romero-Aguilar et al. (2009)}, quienes afirman que la presencia de microorganismos como biopelícula sobre el medio de soporte y en las raíces de las plantas no presenta una correlación entre el número de bacterias y la especie de la planta; sin embargo, la vegetación que alcanza la mayor biomasa consigue mayor asimilación de nutrientes y posee un sistema radicular vigoroso que facilita el crecimiento de la biopelícula y de la propia planta (^{Crites, Gunther, Kruzic, Pelz, & Tchobanoglous, 1988}).

El análisis de Kruskal-Wallis indicó que los tratamientos tienen un efecto estadísticamente significativo (P < 0.04) con respecto a la generación de biomasa vegetal con 95 % de confiabilidad. Los resultados muestran que el valor menor de la mediana se registró en los HAFL-S-Lat (18 ± 1.5) y los de mayor valor en los HAFL-S-Lan (26.5 ± 1). La prueba de Mann-Whitney indicó diferencias estadísticamente significativas (P < 0.05) entre las medianas de los tratamientos, con un nivel de confianza de 95 % (Figura 7).

Figura 7 Valores de la mediana (± desviación estándar) de la generación de biomasa de cada vegetación evaluada en los humedales artificiales. ^zMedias con la misma letra entre tratamientos no difieren estadísticamente (Mann-Whitney, P ≤ 0.05). 

Conclusiones

Los HAFL a escala piloto con vegetación Sagittaria latifolia y Sagittaria lancifolia son eficientes en la remoción de contaminantes básicos de las aguas residuales domésticas.

El agua tratada en los HAFL cumplió con los límites permisibles máximos establecidos por las normas ^{NOM-001-SEMARNAT-1996} y ^{NOM-003-SEMARNAT-1997}, con lo que el agua residual tratada puede ser reutilizada. Es importante resaltar que las eficiencias de remoción obtenidas pueden variar de acuerdo con las condiciones climatológicas de la zona donde se desarrollen los HA, los TRH, el tipo de soporte utilizado y las características del agua residual cruda.

El potencial observado en los HAFL con Sagittaria latifolia y Sagittaria lancifolia es que se podría implementar el uso de estas especies con un manejo sostenible en humedales naturales para reducir la carga orgánica y de nutrientes, que por aportes residuales y agropecuarios llegan a los cuerpos de agua lóticos o lénticos en áreas urbanas o rurales.

Finalmente, se puede recomendar el uso de Sagittaria latifolia y Sagittaria lancifolia para el establecimiento de los HA en las zonas tropicales de México o áreas geográficas con condiciones similares a las de esta región.