Adquisición y selección de lombrices californianas

Las lombrices californianas (Eisenia foetida) se adquirieron de un vivero local ubicado en la Av. Collpa La Paz, ex Tarapacá. Cabe resaltar que únicamente se emplearon las lombrices adultas, caracterizadas por la presencia del clitelo (protuberancia en su cuerpo con forma de anillo) y con longitudes superiores a los 5 cm (^{Schuldt et al., 2005}).

Recolección de estiércol vacuno y pasto seco

La recolección de estiércol vacuno se materializó en el establo local denominado “La Campanera”, ubicado en el kilómetro 24 de la Av. Panamericana en la Yarada, con ayuda de una pala y se almacenó en sacos para su posterior traslado siguiendo la metodología de ^{Cairo y Hernández (2017}). Asimismo, como se observa en la Figura 1, el pasto se recolectó de los alrededores del establo mencionado.

Los lodos residuales se recolectaron de la PTAR Magollo que se ubica a 13 km al sur de la ciudad de Tacna, en la zona límite de Magollo y La Yarada y contigua a la carretera que se dirige a la playa Boca del Río (^{Cauna, 2020}).

La PTAR Magollo cuenta con seis módulos de lagunas de estabilización, dos de ellas construidas en una primera fase, dos en segunda fase y dos en la tercera fase; cada módulo está compuesto por una laguna primaria y una laguna secundaria (^{Cauna, 2020}). Para la presente investigación se recogieron los lodos residuales de la tercera laguna primaria del quinto módulo (Figura 2), escogiéndose 5 puntos de monitoreo (Figura 3). Esto debido a su fácil accesibilidad y a que las lagunas primarias poseen mayor toxicidad que las lagunas secundarias y se desea saber qué tanto es posible estabilizar a este residuo a partir de la vermiestabilización.

Posteriormente, se analizaron los parámetros fisicoquímicos de olor, textura, humedad, temperatura, pH y CE de los lodos residuales muestreados.

Acondicionamiento y proceso de vermiestabilización

Para la etapa experimental, se utilizaron cajas de madera (con dimensiones de 20 x 20 x 10) forradas con plástico en las que se mezclaron los lodos residuales, el pasto seco y el estiércol vacuno (Figura 4). Posteriormente, se adicionaron las lombrices californianas para iniciar el proceso de vermiestabilización. Se utilizó un diseño multinivel de 4 x 2 con tres repeticiones, resultando un total de 24 unidades experimentales. Se establecieron las distintas cantidades de estiércol vacuno y pasto seco. Los lodos residuales y la cantidad de Eisenia foetida se mantuvieron constante en todos los tratamientos, tal y como se muestra en la Tabla 1.

El proceso de vermiestabilización duró un total de 70 días (^{Cairo y Hernández, 2017}). Los sustratos fueron regados cada 3 días para mantener un nivel de humedad adecuado para la reproducción de las lombrices californianas (^{Guaca y López, 2020}). Se realizaron 16 orificios en los plásticos de cada una de las unidades experimentales para evitar estancamientos de agua, lo cual podría alterar los resultados. Una vez finalizado este periodo, se volvió a analizar el pH y CE de los sustratos.

Análisis del índice de germinación

A efectos de la investigación, el IG se determinó en dos casos:

* Prueba directa de toxicidad aguda en los sustratos tratados: Donde se extrajo muestras de 30 g de cada tratamiento y se evaluó la germinación de la semilla en cada muestra, al cabo de 10 días.

* Prueba de toxicidad aguda con extractos de los sustratos: Donde se realizaron diluciones de las muestras de cada tratamiento al 5 %, 10 %, 25 % y 50 % en porcentaje de peso sobre volumen (% p/v) en placas Petri y posteriormente se evaluó la germinación tras el riego de las semillas empleando estas mezclas, tras el paso de 10 días.

Se contabilizó el número de semillas germinadas y se midió la longitud promedio de la radícula frente a cada tratamiento como se observa en la Figura 5. Se contó con una unidad de control siguiendo la metodología propuesta por ^{Varnero et al., (2007}). Se escogieron semillas de lechuga (L. sativa) para esta prueba debido a su potencial para predecir efectos fitotóxicos de compuestos puros o de mezclas compuestas (^{Bagur et al., 2011}). Se utilizó la siguiente ecuación:

Donde:

IG = Índice de germinación.

G1 =Número de semillas que germinaron en el tratamiento.

LR1 = Longitud promedio de radícula en el tratamiento.

G2 = Número de semillas germinadas en control.

LR2 = Longitud promedio de radícula de control.

Caracterización fisicoquímica de los lodos residuales de la PTAR Magollo

En la Tabla 2 se muestran las características fisicoquímicas de las muestras de lodos residuales por cada punto de monitoreo, donde se puede destacar que, en todos los puntos, el olor y textura fue similar teniendo un aroma desagradable y presentando una textura arcillosa arenosa.

En cuanto a la humedad, temperatura, pH y CE, se encontró diferencias significativas en relación a cada punto de muestreo a un nivel del 95% de confianza, resaltando que en el P3 se evidenció una mayor humedad (87,94 %), pudiendo estar principalmente relacionado a su ubicación cercana a la entrada del efluente.

Con respecto a la temperatura, los puntos de monitoreo de lodos residuales variaron desde 21,37 a 22,63 °C, lo cual podría deberse a la tendencia al equilibrio térmico por el contacto con las aguas residuales

Por otro lado, el pH de P1 y P5 tuvieron valores más altos (6,35 y 6,36, respectivamente), mientras que el P3 mostró el pH más bajo (5,6), pudiendo estar relacionado a la calidad de las aguas residuales entrantes, su tratamiento y a los procesos químicos y biológicos que tendrían lugar en la laguna de estabilización como las reacciones de óxido-reducción (^{Gogoi et al., 2015}) y la producción del hidrógeno por las bacterias anaerobias (^{Constanza et al., 2015}), las cuales podrían estar influyendo en la acidez que presentan los lodos residuales.

Del mismo modo el P3 presentó el valor más alto de CE (883 µs/cm), evidenciando así la alta presencia de sales disueltas en la composición de los lodos residuales (^{Cardoso, 2002}).

Determinación del efecto de las cantidades de estiércol vacuno y pasto seco en el pH y la conductividad eléctrica de los sustratos tratados

En la Tabla 3 se muestra el análisis de varianza del pH de los sustratos vermiestabilizados en los que se establecieron distintas cantidades de estiércol vacuno y pasto seco, con la finalidad de determinar si estas variables tuvieron algún efecto.

En la Figura 6 se observa un ascenso del pH a medida del incremento del material orgánico adicionado, es decir, a mayor cantidad de estiércol y pasto seco, mayor fue el aumento del pH de los sustratos, llegando así hasta la neutralidad y siguió elevándose hasta un valor de 7,5. Estos resultados se asemejan a los reportados por ^{Lugo et al. (2017}), quienes tras un proceso de vermiestabilización de lodos residuales mezclados con estiércol por 60 días, obtuvieron un pH de 7,5.

Cabe señalar que, las variaciones de pH hacia la alcalinidad en los tratamientos podrían deberse a procesos de mineralización (^{Rodriguez, 2018}), así como a la producción de CO₂ durante el metabolismo microbiano y el efecto de las lombrices californianas durante la vermiestabilización (^{Cardoso, 2002}), teniendo relación con los incrementos en el contenido de nitrógeno mineral de los sustratos (^{Silva et al., 2019}) y el fósforo total (^{Suleiman et al. 2017}). Según ^{Pramanik et al. (2007}), las lombrices secretan calcio intestinal y amonio durante el proceso que permite mantener el pH neutro a través de la neutralización de los grupos carboxílicos y fenólicos de los ácidos humínicos.

De acuerdo a la superficie de respuesta que se observa en la Figura 6, se puede afirmar que a partir de la adición de 0,689 kg de estiércol vacuno, 0,380 kg de pasto seco, 1 kg de lodos residuales y la acción de 0,1 kg de Eisenia foetida adulta durante 70 días, se puede obtener un pH de 7, el cual resulta óptimo.

En la Tabla 4 se muestra el análisis de varianza de la CE de los sustratos vermiestabilizados en los que se varió la cantidad de estiércol vacuno y pasto seco, con la finalidad de determinar si estas variables tuvieron algún efecto.

El cambio de la CE presentó una tendencia de aumento y disminución como se puede observar en la Figura 7; en un mayor nivel de estiércol y pasto seco se presentó un aumento de hasta el 9,5 % en la CE, pero a un menor nivel de pasto seco (manteniendo el nivel de estiércol) se obtuvo una disminución del 26,2 % de la CE.

Estos resultados podrían deberse a la pérdida de materia orgánica durante la ingestión y excreción por las lombrices californianas (^{Reyes et al., 2020}), así como a la liberación de diferentes sales minerales en formas disponibles, como sales de fosfato (PO₄³⁻), amonio (NH₄⁺) y potasio (K) durante el proceso de vermiestabilización (^{Trejos y Agudelo, 2012}). El aumento de la CE se relaciona directamente a la descomposición de mayores proporciones de materia orgánica (^{Droppelmann et al., 2009}), coadyuvada también por la acción de los microorganismos (^{Alvarez, 2010}).

Por otro lado, ^{Yilmaz y Nuri (2019}) demostraron el tiempo favorece el incremento de la CE en lodos residuales que hayan pasado por un proceso de vermiestabilización, lo cual se recomienda corroborar en futuras investigaciones.

De acuerdo a la superficie de respuesta que se observa en la Figura 7, se puede afirmar que a partir de la adición de 0,685 kg de estiércol vacuno, 0,353 kg de pasto seco, 1 kg de lodos residuales y 0,1 kg de Eisenia foetida adultas, se puede obtener un valor óptimo de CE de 800 uS/cm.

Determinación del índice de germinación de L. sativa empleando los sustratos tratados

Índice de terminación de la prueba directa de toxicidad aguda de los sustratos tratados

En la Tabla 5 se muestra el análisis de varianza del IG de la prueba directa de toxicidad aguda de los sustratos vermiestabilizados, la cual reporta que los factores principales (A: Estiércol, B: Pasto seco) y sus interacción (AB), presentan una elevada diferencia significativa entre los residuos a un 95 % de confianza con un coeficiente de variabilidad de 5,1 %, lo que refleja una notable respuesta de germinación de las semillas de lechuga en el lodo tratado.

En la Figura 8 se puede observar que a mayor cantidad de estiércol y pasto seco se tuvo un mayor porcentaje de IG, comprobando así que el ligero aumento de CE que se presentó en los resultados fue debido a la mayor incorporación de materia orgánica y su descomposición durante el proceso, pero este leve aumento no afectó en el IG, sino al contrario se obtuvieron mejores resultados.

De la misma manera, de acuerdo a los resultados obtenidos, a partir de la adición de 0,685 kg de estiércol y 0,353 kg de pasto seco se obtiene un IG del 84,72 % que, según la escala IG de ^{Zucconi et al. (1981}), los valores de IG mayores del 80 % indican que no hay sustancias fitotóxicas o están en muy baja concentración (^{Rodriguez, 2018}).

Índice de germinación de la prueba de toxicidad aguda con extractos de los sustratos tratados

Esta tendencia también se reflejó en la prueba de toxicidad aguda con extractos del lodo, donde en la Figura 9 se puede observar que a una concentración del extracto entre el 5 % y 10 %, los tratamientos con mayor adición de sustratos presentaron mejores respuestas, teniendo valores mayores al 80 % y a extractos con concentración elevadas del 25 % al 50 %, a pesar de la saturación se obtuvieron notables respuestas de germinación.

Cabe mencionar que el IG depende también de parámetros como el pH y la CE. En los trabajos realizados por ^{Trejos y Agudelo (2012}) y ^{Florez (2020}) se observaron mejores resultados del tratamiento de estabilización del lodo cuando este presentaba un pH neutro (7) y una conductividad baja (237 uS/cm), debido a que estas condiciones favorecían el crecimiento y actividad bacteriana.

En un estudio similar, ^{Wu et al. (2018}) realizaron pruebas de toxicidad por sembrado de maíces en sustratos de lodos residuales vermiestabilizados a 1 cm de profundidad, obteniendo resultados que variaron por encima del 70 % hasta un 95 % de germinaciones exitosas. Por otro lado, ^{Yilmaz y Nuri (2019}) lograron germinaciones del 100 % para pruebas de índice de germinación al 25 % y 50 % de extractos de lodo, usando semillas de berro. En la presente investigación, se empleó a la lechuga como planta experimental para el índice de toxicidad y la probable tendencia hacia la acidificación en ciertos tratamientos pudo haber sido uno de los factores que incidió en el descenso de sus niveles de germinación (Rink, 1992).

Según datos teóricos de una estimación de la generación de lodos al 2021 en función al incremento en el tratamiento de aguas residuales en la PTAR Magollo sería de 2 331,32 toneladas de lodos residuales, representando así un alto potencial de riesgo a la salud y al ambiente, por lo que calculando costos del tratamiento a partir de un aproximado de la estimación óptima (Tabla 6), se tendría que por cada kilo de lodos residuales tratados se invertiría un total de S/. 5,21 en solo insumos del tratamiento, y este precio estaría en función inicial a la inversión de las lombrices que luego se multiplicarían y podría disminuir los costos futuramente mediante la cosecha y uso sostenible.

De tal modo, la vermiestabilización de lodos residuales no solo es viable económicamente sino ambientalmente ya que tras su estabilización, los lodos se convierten en biosólidos que pueden ser utilizados de manera segura en la agricultura (^{Albornoz y Ortega, 2017}).