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Todos los tratamientos fueron dispuestos por triplicado. Además, se dispusieron 9 reactores
sin plantas (tratamientos no vegetados). La duración del experimento fue de 30 días.
Periódicamente, se determinó la concentración de P en agua por colorimetría (Murphy and
Riley, 1962). Al final del experimento, se determinó la concentración total del P en hojas,
raíz, rizomas y en el perfil del sedimento (0-3cm (superficie), 3-7cm (medio) y 7-10cm
(profundo)) por colorimetría previa digestión ácida. En la capa superficial de sedimento se
realizó el fraccionamiento de P siguiendo la metodología propuesta por Golterman (1996).
El potencial redox (Eh) y el pH de las capas sedimento fueron medidos
in situ
con un
pH/mV-metro Orion por triplicado.
Resultados
El P fue removido del agua eficientemente en todos los tratamientos (Fig. 1). La mayor
remoción se produjo en los reactores vegetados de ambos tratamientos (68,1 y 61,0 % para
P100 y P500, respectivamente).
Los sedimentos de los reactores vegetados mostraron valores significativamente menores
de pH que los tratamientos no vegetados (Fig. 2a). En todos los tratamientos se encontró
una significativa reducción del pH del sedimento de la capa superficial al finalizar la
experiencia. En todos los casos los menores valores de pH fueron registrados en el
sedimento superficial. En todos los tratamientos se produjeron condiciones reductoras,
siendo el potencial redox significativamente mayor en los reactores vegetados que en los no
vegetados (Fig. 2b). Asimismo, los valores de Eh fueron significativamente menores en la
capa profunda respecto de la capa superficial de sedimento.
La mayor acumulación de P se produjo fundamentalmente en la capa superficial de los
sedimentos (0-3cm) (Fig. 3), sugiriendo una escasa movilidad del P o bien que los sitios de
sorción de esta capa no fueron saturados. La acumulación del P se produjo en forma
significativamente mayor en los tratamientos no vegetados respecto de los vegetados. Pudo
observarse un aumento de la concentración del contaminante en profundidades mayores en
los sedimentos vegetados con
T. domingensis
, mostrando que las plantas actúan como
bombas extractoras de P.
La especiación del P no varió entre zonas no vegetadas y zonas vegetadas con
T.
domingensis
y tampoco con la profundidad en todos los tratamientos, encontrándose el
contaminante principalmente en la fracción Fe(OOH)-P (Fig. 4). Las fracciones Fe(OOH)-P
y CaCO
3
-P son las más inestables, ya que, en principio, pueden liberar el P si las
condiciones de Eh o pH cambian. Sin embargo, debemos notar que, en el caso de los
humedales construidos, si las condiciones químicas de los efluentes a tratar (alto pH,
alcalinidad, Fe, Ca
2+
y concentraciones iónicas) favorecen la formación de estos
compuestos, se espera que estas fracciones continúen reteniendo y acumulando P,
asegurando su retención a largo plazo en el humedal.
T. domingensis
tolera elevadas concentraciones de P y sus tejidos poseen una alta capacidad
de acumulación de este contaminante En el tratamiento P100 la hoja fue el órgano que
mostró la mayor concentración del contaminante mientras que la parte sumergida de las
hojas mostró la mayor concentración en el tratamiento P500 (Fig. 5).
