PROGRAMA ACADÉMICO DE INGENIERÍA EN BIOTECNOLOGÍA

DIGESTIÓN ANAEROBIA DE RESIDUOS ORGÁNICOS

Y AGUAS RESIDUALES EN LA UP-PUEBLA

PROYECTO DE FIN DE CARRERA PARA OBTENER EL TITULO DE

INGENIERO EN BIOTECNOLOGÍA

PRESENTA:

LUIS MIGUEL PÉREZ CRUZ

Presentado el 13 de diciembre del 2012 ante la comisión evaluadora

Directora Dra., María Leticia Ramírez CastilloPTC-Universidad Politécnica de Puebla

Revisor 1 Dr. Eduardo Molina GayossoPTC-Universidad Politécnica de Puebla

Revisor 2 Dr. Juan Carlos Velázquez Aradillas

Revisor 3 M. en C. Luis Felipe Pérez HidalgoPTC-Universidad Politécnica de Puebla

Diciembre 2012, juan c. Bonilla, puebla

UNIVERSIDAD POLITÉCNICA DE PUEBLA

El presente trabajo fue realizado en el Departamento de Biotecnología, Laboratorio de Investigación y Posgrado de la Universidad Politécnica de Puebla.Tercer carril del Ejido “Serrano” S/N, San Mateo Cuanala Municipio Juan C. Bonilla. Puebla C.P. 72640.

El presente proyecto de investigación titulado “Digestión anaerobia de residuos orgánicos y aguas residuales provenientes de la UP-Puebla” y realizado por Luis Migue Pérez Cruz, ha sido revisado y aprobado por el siguiente jurado en particular, para obtener el titulo de:

INGENIERO EN BIOTECNOLOGÍA

UNIVERSIDAD POLITÉCNICA DE PUEBLA

Jurado integrado por: firma

Directora: Dra. Ma. Leticia Ramírez Castillo

Revisor: Dr. Eduardo Molina Gayosso

Revisor: Dr. Juan Carlos Velázquez Aradillas

Revisor: M. en C. Luis Felipe Pérez Hidalgo

Juan C. Bonilla, Puebla, México Diciembre 2012

Dedicatoria

Este trabajo está dedicado especialmente a mis padres, hermanos y sobrinos, quienes me brindaron su apoyo durante todo este tiempo.

Agradecimientos

A ella que me dio la vida:

Todo lo que fui, soy y seré es gracias a ti, estoy inmensamente agradecido con Dios y la vida de haber tenido la fortuna de tenerte como Madre, eres mi fuerza y prometo hacerte sentir orgullosa.

Gracias madre

A el que me dio su apoyo en todo momento

Te agradezco por apoyarme en cada una de las decisiones que he tomado en mi vida y por creer en mí; es una fortuna el tenerte como padre nunca te defraudare.

Gracias padre

A ellos que siempre me han ayudado

Cuantas veces me han escuchado, me ha orientado y apoyado en los momentos más difíciles de mi vida, no solo son mis hermanos sino también mis amigos, personas increíbles que tienen grandes virtudes y con quienes he compartido vivencias extraordinarias.

Gracias hermanos

A mis sobrinos

Agradezco a dios por haberme brindado la oportunidad de que mis sobrinos crecieran junto a mi; Carlos Jesús que es como uno más de mis hermanos, Sebastián que es como un hijo y Mateo que también es como un hermano, gracias por compartir su tiempo conmigo y hacer mi vida mas feliz en estos años.

Gracias Sobrinos

A la doctora:

Por todo el conocimiento, los jalones de oreja y por ser mi maestra, gracias, gran parte de este trabajo y el resultado es gracias a usted. Siempre la recordare.

Dra. Ma. Leticia Ramírez Castillo

A mi tutora:

Consejos valiosos me ha dado que me han hecho crecer, gracias por todas las atenciones y el apoyo.

M: en C. Ma. Gabriela Alvarado Castillo

A mis maestros

Por todo el conocimiento que me brindaron durante mi estancia en la universidad y la paciencia que me tuvieron en ese tiempo.

Dr. Eduardo Molina Gayosso

Dr. Juan Carlos Velásquez Aradillas

A la niña de los ojos lindos

Gracias por brindarme la oportunidad de conocerte y por alégrame estos días con esa hermosa sonrisa que tienes

Mirelly Castillo Morales

A mi recinto del saber:

Orgullo es lo que llena mi corazón al hablar de ti, me motiva saber que soy parte de tu historia y me obliga a poner más en alto tu nombre.

Universidad Politécnica de Puebla

A todos mis pilares, mis apoyos y mi fuerza gracias.

Fe, Trabajo, Humildad, Fraternidad, Honestidad, Lealtad y Respeto

Contenido

CAPITULO 1 ............................................................................................................................... 11

PLANTEAMIENTO DEL PROBLEMA DE INVESTIGACIÓN ............................................................... 11

INTRODUCCIÓN...............................................................................................................................9OBJETIVOS...................................................................................................................................12OBJETIVO GENERAL...............................................................................................................................12OBJETIVO ESPECIFICO.............................................................................................................................12JUSTIFICACIÓN...............................................................................................................................12

CAPÍTULOS 2 ............................................................................................................................. 13

MARCO TEÓRICO ....................................................................................................................... 13

CONTAMINACIÓN AMBIENTAL...........................................................................................................14TIPOS DE CONTAMINACIÓN.....................................................................................................................14RESIDUOS SÓLIDOS.........................................................................................................................15GENERACIÓN DE RESIDUOS.....................................................................................................................17TIPO DE RESIDUOS.................................................................................................................................18COMPOSICIÓN DE LOS RSU....................................................................................................................20DISPOSICIÓN FINAL................................................................................................................................21EFECTO DE LOS RESIDUOS SÓLIDOS...........................................................................................................24EFECTOS EN EL SUELO............................................................................................................................26EFECTOS EN AGUA.................................................................................................................................26EFECTOS EN AIRE..................................................................................................................................26EFECTOS EN ANIMALES Y PLANTAS............................................................................................................26EFECTOS VISUALES................................................................................................................................27EFECTOS EN LA SALUD............................................................................................................................27EFECTOS EN LA ECONOMÍA.....................................................................................................................29ESTIÉRCOL....................................................................................................................................30DEFINICIÓN DE RESIDUOS GANADEROS......................................................................................................30CARACTERIZACIÓN Y COMPOSICIÓN DE LOS RESIDUOS GANADEROS.................................................................30PROBLEMÁTICA DE LOS RESIDUOS GANADEROS...........................................................................................32CONTAMINACIÓN DE AGUAS SUPERFICIALES...............................................................................................33CONTAMINACIÓN DE AGUAS SUBTERRÁNEAS..............................................................................................34CONTAMINACIÓN DE SUELO....................................................................................................................34CONTAMINACIÓN DEL AIRE.....................................................................................................................36EFECTOS SOBRE LA SALUD.......................................................................................................................36GESTIÓN DE LOS RESIDUOS GANADEROS....................................................................................................37

DIGESTIÓN ANAEROBIA...................................................................................................................40IMPORTANCIA DE LA DIGESTIÓN ANAERÓBICA.............................................................................................40MICROBIOLOGÍA DEL PROCESO................................................................................................................42PROCESO DE DIGESTIÓN ANAERÓBICA PARA LA PRODUCCIÓN DE BIOGÁS..........................................................43PROCESOS BIOQUÍMICOS DE LA DIGESTIÓN ANAERÓBICA...............................................................................44FACTORES OPERACIONALES QUE INFLUYEN EN LE PROCESO DE DEGRADACIÓN...................................................46PROCESOS FÍSICO-QUÍMICOS...................................................................................................................53TRATAMIENTO DE CO-SUSTRATOS (CO-DIGESTIÓN)......................................................................................53CO-DIGESTIÓN CON ESTIÉRCOL DE VACA....................................................................................................54PRODUCTOS FINALES.............................................................................................................................55VENTAJAS DE LOS BIODIGESTORES Y BIOFERTILIZANTE...................................................................................56DESVENTAJAS DE LOS BIODIGESTORES Y BIOFERTILIZANTE..............................................................................56USOS DEL BIOGÁS.................................................................................................................................57PRINCIPIOS DE LA COMBUSTIÓN...............................................................................................................57DIFERENTES APLICACIONES DEL BIOGÁS.....................................................................................................58TIPOS DE BIODIGESTORES.......................................................................................................................61

CAPITULO 3 ............................................................................................................................... 67

MATERIALES Y MÉTODOS .......................................................................................................... 67

REVISIÓN DE NOMAS PARA LOS MÉTODOS ANALÍTICOS...........................................................................68CONTENIDO DE HUMEDAD...............................................................................................................68MATERIA ORGÁNICA.......................................................................................................................69PROCEDIMIENTO...................................................................................................................................69CÁLCULOS...........................................................................................................................................69DEMANDA QUÍMICA DE OXIGENO (DQO)...........................................................................................70PROCEDIMIENTO...................................................................................................................................70CÁLCULOS...........................................................................................................................................71ALCALINIDAD................................................................................................................................71PROCEDIMIENTO...................................................................................................................................71CÁLCULOS...........................................................................................................................................71PH.............................................................................................................................................72PROCEDIMIENTO...................................................................................................................................72EXPRESIÓN DE RESULTADOS....................................................................................................................72NITRÓGENO TOTAL........................................................................................................................72PROCEDIMIENTO...................................................................................................................................72CÁLCULOS...........................................................................................................................................73CARACTERIZACIÓN DE LA BASURA......................................................................................................74OBTENCIÓN DE AGUAS RESIDUALES DE LA UP-PUEBLA...........................................................................75ESTIÉRCOL DE VACA........................................................................................................................75

MATERIA ORGÁNICA PARA REACTORES DE 1 L......................................................................................75ESTIÉRCOL DE VACA........................................................................................................................76AGUAS RESIDUALES DE LA UP-PUEBLA...............................................................................................76REACTORES..................................................................................................................................77DIGESTIÓN ANAEROBIA...................................................................................................................77DIGESTOR DE 900 L.......................................................................................................................78

CAPITULO 4 ............................................................................................................................... 79

RESULTADOS Y DISCUSIÓN ........................................................................................................ 79

CARACTERIZACIÓN DEL AGUA RESIDUAL DE LA UP-PUEBLA......................................................................80PROBAR 6 MEZCLAS DIFERENTES PARA LA PRODUCCIÓN DE BIOGÁS...........................................................83DIGESTIÓN ANAEROBIA CON ANAEROBIOSIS DESDE EL INICIO....................................................................87REACTOR DE 900 L........................................................................................................................94

CONCLUSIONES ......................................................................................................................... 95

PERSPECTIVAS ........................................................................................................................... 95

BIBLIOGRAFÍA ........................................................................................................................... 96

CAPITULO 1

PLANTEAMIENTO DEL PROBLEMA DE INVESTIGACIÓN

Introducción

El presente trabajo tiene como objetivo implementar un sistema de digestión anaeróbica para la producción de biogás a partir de residuos orgánicos

La energía constituye un insumo clave y básico para el desarrollo de cualquier comunidad, pero cuando hablamos de energía también hablamos de otros aspectos tales como: uso y abuso, fuentes de abastecimiento, contaminación generada por la misma, entre otras; la energía es necesaria para la actividad humana, bien en forma de electricidad, calefacción o gas y la creciente demanda de los últimos años se ha venido cubriendo mayoritariamente con fuentes de energía de carácter fósil como el carbón, el gas natural y el petróleo.

Por otro lado al hablar de medio ambiente indudablemente se deben mencionar la generación de residuos, en todos los estados físicos (sólidos, líquidos y gaseosos) y el daño que causa en la sociedad, tanto su presencia, como los productos de su descomposición o los gastos generados por su disposición adecuada. Contribuir a mejorar la problemática medioambiental relacionada con el uso de energías no renovables y la otra razón es el aprovechamiento de residuos y efluentes para producir energía, transformando así un problema grave de contaminación en un recurso provechoso y limpio.

A nivel nacional, de las 84 200 toneladas de residuos generados al día, se recolecta el 77 por ciento (64 800 toneladas) y solo se dispone adecuadamente el 53 porciento (45 000 toneladas), esto quiere decir que casi 40 000 toneladas (47 %) quedan a cielo abierto en cañadas, caminos, baldíos o tiraderos clandestinos (SEMARNAT, 2001a) provocando diversos efectos tanto en la salud como en el ambiente.

En la zona conurbada de Puebla, cada habitante genera 8 kilos de basura al día, cuya cantidad es mayor en 30 por ciento en comparación con el Distrito Federal, donde cada capitalino genera 6 kilos de residuos en el mismo periodo. Se generan mil 800 toneladas de basura en la ciudad de Puebla, la cual, está conformada por 2 millones de habitantes. Mientras que el Distrito Federal genera 12 mil 600 toneladas de basura pero ahí son 20 millones de habitantes. De esta manera se advirtió que en un periodo máximo de 2 años, se podría generar una crisis respecto al manejo de la basura generada en Puebla, al grado de que no se descarta la “exportación” de residuos. (Jiménez, ngpuebla, 2012)

La generación de basura en la entidad creció a 460 mil 790 toneladas en un periodo de 11 años, De esta cantidad, 670 mil toneladas, 51.18 por ciento, se confinó en sitios controlados y 639 mil toneladas, 48.81 por ciento, se reutilizaron o fueron enviadas a tiraderos no vigilados por la autoridad. la generación de basura en Puebla registró un aumento 10 por ciento mayor al que se tuvo a nivel nacional, cuyo incremento fue de sólo 25.44 por ciento, al pasar de 30 millones 550 mil 680 a 38 millones 325 mil toneladas. (Castillo, 2012)

Cada año, el estado de Puebla genera un millón 770 mil toneladas de residuos sólidos; sin embargo, sólo recicla el tres por ciento, pese a ser la entidad que tiene la mayor cantidad de rellenos sanitarios.

Así lo revela el estudio de “Residuos Sólidos Urbanos” que realizó el Centro de Estudios Sociales y de Opinión Pública de la Cámara de Diputados de la LXI Legislatura.

El reporte indica que Puebla genera tres mil 415 toneladas diarias de residuos sólidos, de esta cantidad un 50.7 por ciento es orgánico, el 30 por ciento corresponde a plásticos, papel, cartón, vidrio y metales, y sólo el tres por ciento se recicla.

De acuerdo con el compendio de residuos sólidos urbanos que realiza la Secretaría de Medio Ambiente y Recursos Naturales (Semarnat), Puebla contaba con 17 rellenos sanitarios hasta 2009 –aunque en la actualidad existen 22- de los 161 que existen en todo el país, con lo cual ocupa el primer sitio, mientras que el último lo tiene el estado de Oaxaca, con sólo uno.

“Los rellenos sanitarios están en crisis, no existen los lugares adecuados; además del rechazo social, ya que nadie quiere tener un relleno sanitario cerca y considera que las soluciones técnicas del pasado transfirieron la contaminación de un lugar a otro”. (G.,2012)

Objetivos

Objetivo general

Probar mezclas de materia orgánica y aguas residuales para la producción de biogás por digestión anaerobia

Objetivo especifico

Caracterización del agua residual de la UP-Puebla

Caracterización del estiércol de vaca

Caracterización de la materia orgánica

Caracterización del inoculo (fango de digestión anaerobia)

Probar mezclas de materia orgánica para la producción de biogás en reactores de 1 l.

Adaptación de técnicas analíticas de suelos y aguas basados en normas mexicanas para el análisis y control del proceso de digestión anaerobia.

Probar la mejor mezcla para la producción de biogás en reactor de 900 litros.

Implementar un sistema de captura de gas

Justificación

El imperativo ético y legal de mantener el medio ambiente en unas condiciones adecuadas, garantizando el desarrollo sostenible, ha favorecido en los últimos años la aparición de nuevas fuentes de aprovechamiento energético, a base de energías renovables, así como políticas por parte de las diferentes administraciones fomentando el uso de estas tecnologías.

Por otro lado, el actual modelo de consumo y economía social implica que la generación de residuos por parte de una población creciente sea, en consonancia, cada vez mayor. Ello implica la necesidad de aplicar medidas estratégicas y de planificación para reducir el volumen de residuos que se producen por parte de las diferentes actividades antrópicas, y que generan, en mayor o menor medida, un perjuicio sobre el medio ambiente.

El crecimiento desproporcionado en la generación de residuos exige la realización de tratamientos de los residuos generados, de cara a reducir el impacto ambiental.

Este aumento en el volumen de los residuos generados en los últimos años exige el desarrollo de tratamientos para la gestión de los mismos, evitando los prejuicios ambientales que se ocasionan con motivo de:

Lixiviados producidos por la fermentación de los residuos, que pueden producir afecciones sobre los acuíferos y causes cercanos a los núcleos de almacenaje de los residuos.

Volumen de vertedero (y superficie de suelo) necesario para establecer los residuos. Emisiones a la atmosfera por parte de las reacciones naturales que se produce por la

fermentación de los residuos. Molestia a la población (olores, etc.)

Pero, además de evitar estos efectos, se ha planteado realizar un aprovechamiento de los residuos producidos de cara a optimizar las reducciones de la emisión de gases de efecto invernadero, no solo por la mencionada minimización de las emisiones de gases de fermentación, sino también por la realización del aprovechamiento de fuentes energéticas diferentes a las derivadas de combustibles fósiles. Así pues, el planteamiento de utilizar los residuos como una fuente energética (renovable).

CAPÍTULOS 2

MARCO TEÓRICO

Contaminación ambientalLa contaminación ambiental se define como la presencia de sustancias, energía u organismos extraños en un ambiente determinado en cantidades, tiempo y condiciones tales que pueden causar desequilibrio ecológico.

Tipos de contaminaciónExisten diversas clasificaciones de la contaminación, pero solo mencionaremos las dos principales:

Por su origen se clasifican en dos tiposContaminación natural: que se debe a fenómenos naturales como la erosión y las erupciones volcánicas y esta relacionada con la composición de suelos, aguas y los componentes de algunos alimentos pero que no es tan grave como la antropogenica.

Contaminación antropogenica: que es generada por las actividades que realiza el hombre como son las industrias, minerales, agropecuarias, artesanales y domesticas y es mas grave por su naturaleza y la gran variedad de contaminantes que genera.

Por el tipo de contaminación que generan se clasifica en.Contaminación biológica: se presenta cuando un microorganismo (virus, hongo o bacteria) se encuentra en un ambiente que no le corresponde y causa daños a los demás organismos que lo habitan. Con frecuencia es provocada por las deficiencias de los servicios de saneamiento como drenajes y alcantarillado, abastecimiento de agua potable, sistemas de tratamiento de aguas negras o por malos habitos higienicos. Sin embargo, es relativamente fácil de prevenir y controlar, ya que si se llevan a cabo las medidas de recolección oportuna y adecuada de la basura, su confinamiento en lugares acondicionados para tal fin y campañas de educación para la salud, se podrá prevenir muchas de las enfermedades debidas a esta fuente de contaminación.

Contaminación física: es la provocada por agentes físicos como las radiaciones ionizantes, energía nuclear, ruido, presiones externas, calor y vibraciones. Se presenta tanto en ambientes cerrados como los laborales, como en abiertos donde provocan daños a la población en general. Una característica de este tipo de contaminación es que en ocasiones sus efectos pueden presentarse a lo largo plazo.

Contaminación química: es provocada por diferentes sustancias de uso industrial y domestico que se encuentran dispersas en el ambiente. Se considera como la mas grave de ñas tres, pues dichas sustancias suelen encontrarse en los tres estados de la materia (liquido,

solido y gaseoso) y por lo tanto quedar depositadas en el agua, suelo y aire y por esta razón entrar mas fácil a los cilos bioquímicos, provocando daños severos en el ambiente.

Residuos sólidosExisten distintas definiciones aplicadas al termino de residuo solido (RS), algunas de ellas se aprecian en la tabla 1.1, pero todas coinciden en que se trata de un desecho producto de la actividad del hombre (o animal), que ya no es considerado de utilidad por su poseedor y por lo cual es rechazado.

Tabla 2. Definición de residuos sólidos.

Fuente Definición

LGEEPA, 1988 Residuo: cualquier material generado en los procesos de extracción, beneficio, transformación, producción, consumo, utilización, control o tratamiento cuya calidad no permita usarlo nuevamente en el proceso que lo genero.

LGPGIR, 2003 Residuo: material o producto cuyo propietario o poseedor desecha y que se encuentra en estado solido o semisólido, o es un liquido o gas contenido en recipientes o depósitos, y que puede ser susceptible de ser valorizado o requiere sujetarse a tratamiento o disposición final.

AGENDA 21, 1992 Los desechos sólidos [….] comprenden todos los residuos domésticos y los desechos no peligrosos, como los desechos comerciales e institucionales, las basuras de la calle y los escombros de la construcción.

EPA, 1997 Residuo solido: basura, desperdicio, lodos, u otro material que se descarta (incluyendo sólidos, semisólidos, líquidos y materiales gaseosos en recipientes).

Tchobanoglous et al., 1994

Los residuos sólidos comprenden todos los residuos que provienen de actividades animales y humanas, que normalmente son sólidos y que son desechados como inútiles o superfluos.

La generación de residuos por las actividades humanas puede explicarse mediante la figura 1.1 en la cual se observa que desde que el hombre obtiene de la naturaleza las materias

primas necesarias para crear bienes o servicios genera desperdicios, ya sea en la extracción o en el transporte de dicho material. Posteriormente, durante el proceso de conversión de las materias primas en productos surgen nuevamente los residuos. El consumidor final del bien o servicio aprovecha lo que le es útil y desecha lo que no. Todos estos residuos así generados se disponen finalmente de diversas formas, lo ideal seria recuperarlos y reintegrarlos al proceso pero desafortunadamente, en el 2001, el 39% de los residuos sólidos urbanos (RSU) generados en México terminaron en tiraderos a cielo abierto (SEDESOL en SEMARNAT, 2003a) contaminando el agua, el suelo y el aire.

Materiales en bruto, productos y materiales recuperados ResiduoFigura 11. Flujo de materiales y generación de residuos sólidos.Fuente: Tchobanoglous et al., 1994.

Evacuación final

Consumidor

Elaboración secundariaProcesamiento y recuperación

Desperdicio

RechazoMateriales sólidos

Elaboración

Materiales en bruto

Generación de residuosLa generación de residuos empieza cuando los usuarios ya no consideran con valor ciertos materiales y buscan deshacerse de ellos.

En México, se genera anualmente alrededor de 31.5 millones de toneladas de residuos sólidos urbanos (SEMARNAT 2003a) siendo la zona centro la generadora de la mitad de estos (ver tabla 1.4).

Tabla 5. Generación de RSU por zona geográfica (2001).

Zona * Generación per capital diaria (kg/hab*día)

Generación anual (toneladas)

Porcentaje (%)

Centro 0.841 15789612 50.1

D.F. 1.383 4350691 13.8

Norte 0.889 5983153 19.0

Sur 0.665 3074318 9.8

Frontera norte 0.836 2290725 7.3

Nacional 0.874 31488499 100

*zona centro: Aguascalientes, Colima, Guanajuato, Hidalgo, Jalisco, Estado de México, Michoacán, Morelos, Puebla, Querétaro, Tlaxcala y VeracruzZona norte: Baja California, Baja California Sur, Chihuahua, Coahuila, Durango, Nayarit, Nuevo León, San Luis Potosí, Sinaloa, Sonora, Tamaulipas y ZacatecasZona sur: Campeche, Chiapas, Guerrero, Oaxaca, Quintana Roo, Tabasco y YucatánFrontera norte: Municipios de Baja California, Coahuila, Chihuahua, Nuevo León, Sonora y Tamaulipas, que están dentro de la franja de 100 km al sur del límite internacional con los Estado Unidos de América.Fuente: SEMARNAT, 2003a

Los factores que influyen en las cantidades de residuos sólidos en una localidad son los mismos que afectan su composición. Entre estos factores destacan el tamaño de población, el grado de urbanización de la localidad, el ingreso per capital (a mayor ingreso, mayor generación de residuos), entre otros. Mientras mayor es el grado de urbanización de una

población, mayores son las cantidades de residuos producidas. Esto origina que las zonas metropolitanas generen tres veces más residuos a comparación de las localidades semi rurales y rurales en México (ver tabla 1.5).

Tabla 6. Generación de residuos y tipo de localidad en MéxicoTipo de localidad

No. De localidades

Población (millones de habitantes)

Generación (ton/día)

Generación (kg/hab*día)

Zona metropolitana

7 31.1 39500 1.270

100 ciudades (ciudades medias)

173 29.0 29000 1.000

Localidades urbanas pequeñas

267 8.1 6500 0.802

Localidades semi rurales y rurales

199600 31.9 13100 0.410

Total 200000 100.1 88100 0.880

Fuente: SEDESOL, dirección de residuos sólidos, México 2002 citado en COMIA y GTZ, 2003

Tipo de residuosLos residuos pueden clasificarse de diversas formas, ya sea por su composición, o por la fuente que los origina. De esta forma, se encuentra residuos sólidos domiciliarios (RSD), comerciales, institucionales, de construcción y demolición, de servicios municipales, de plantas de tratamiento e incineración, industriales y agrícolas (Tchobanoglos et al., 1994). Las distintas fuentes generadoras de residuos así como el tipo de residuo generado se muestran en la tabla 1.2.

Como se aprecia en la tabla 1.2, para Tchobaglous et al (1994), los residuos sólidos urbanos (RSU) son los residuos generados en una comunidad, exceptuando los industriales y agrícolas. En cambio, la Ley General para la Prevención y Gestión Integral de los Residuos (LGPGIR) (2003) excluye además de los anteriores, a los residuos generados por construcción, demolición, plantas de tratamiento e instituciones que brinden servicios de salud clasificándolos como residuos de manejo especial. Las clasificaciones mas detallas de este tipo de residuos se encuentran en le anexo A (tabla A.1).

Para este estudio, se considero que los RSU son equivalentes a los residuos sólidos municipales (RSM), es decir, incluye los residuos sólidos domiciliarios (RSD) originarios en viviendas y los residuos no domiciliarios (RSND) generados en comercios, instituciones y servicios municipales.

De acuerdo a Acurio, Rossin, Teixeira y Zepeda (1997) los residuos domiciliarios o residenciales representan entre el 50 a 75 porciento de los RSU en América Latina; los comerciales constituyen entre 10 a 20 por ciento; los institucionales conforman entre 5 a 15 porciento; los residuos provenientes de los servicios municipales representan entre 10 a 20 por ciento y finalmente, los residuos de pequeñas industrias conforman del 5 al 30 porciento del total de RSU.

Tabla 3. Fuentes de residuos sólidos en la comunidad.

Fuente Instalaciones, actividades o localizaciones donde se generan

Tipo de residuo sólidos

Domestica Viviendas aisladas y bloques de baja, mediana y elevada altura, etc., unifamiliares y multifamiliares.

Residuos de comida, papel, cartón, plástico, textiles, cuero, residuos de jardín, madera, vidrio, latas de hojalata, aluminio, otros metales, cenizas, hojas en la calle, residuos especiales, * residuos domésticos peligrosos.

Comercial Tiendas, restaurantes, mercados, edificios de oficina, hoteles, moteles, imprentas, gasolineras, talleres mecánicos, etc.

Papel, cartón, plásticos, madera, residuos especiales, residuos peligrosos.

Institucional Escuelas, hospitales, cárceles, centros gubernamentales.

(como en comercial)

Construcción y demolición Lugares nuevos de construcción, lugares de reparación/renovación de carreteras, derribos de

Madera, acero, hormigón, suciedad, etc.

edificios, pavimentos rotos.

Servicios municipales (excluyendo plantas de tratamiento)

Limpieza de calles, paisajismo, limpieza de cuencas, parques y playas, otras zonas de recreo.

Residuos especiales, basura, barreduras de la calle, recortes de arboles y plantas, residuos de cuencas, residuos generales de parques, playas y zonas de recreo.

Plantas de tratamiento; incineradoras municipales

Agua, aguas residuales y procesos de tratamiento industrial, etc.

Residuos de plantas de tratamiento, compuestos principalmente de fangos.

Residuos sólidos urbanos Todos los citados Todos los citados

Industrial Construcción, fabricación ligera y pesada, refinerías, plantas químicas, centrales térmicas, demolición, etc.

Residuos de procesos industriales, materiales de chatarra, etc. Residuos no industriales incluyendo residuos de comida, basura, cenizas, residuos de demolición y construcción, residuos especiales, residuos peligrosos.

Agrícolas Cosechas de campo, arboles frutales, viñedos, ganadería intensiva, granjas, etc.

Residuos de comida, residuos agrícolas, basura, residuos peligrosos.

*Los residuos especiales aquí descritos se refieren a artículos voluminosos, electrodomésticos, bienes de línea blanca, residuos de jardín recogidos separadamente, baterías, pilas, aceites, neumáticos.Fuente: Tchobanglous et al., 1994

Composición de los RSUSon muchos los factores que influyen en la composición de los residuos sólidos entre estos se encuentra el grado de urbanización e industrialización de la localidad, el ingreso per capital, el clima, las modas, tradiciones, costumbres, hábitos alimenticios, la frecuencia de recolección de residuos y el uso de trituradores domésticos, entre otros.

Por lo anterior, no es extraño que la composición de los residuos sólidos urbanos varié de un lugar a otro, en la tabla 1.3 se observa una comparación de la composición entre varios

países y se puede notar que en países latinoamericanos como México, la Fracción que predomina es la de residuos alimenticios. En contraste, en países desarrollados como Francia o Estados Unidos, el papel y cartón son los principales componentes de los residuos. Los demás componentes de los RSU son los residuos de jardinería, plástico, metales, textiles y vidrio, entre otros.

Tabla 4. Indicadores promedio de la caracterización de RSU a nivel internacional.

Subproducto E.U.A.

%

Francia

%

México

%

Colombia

%

Papel y cartón 40 35 14 22

Plástico 8 7 6 5

Metales 9 5 3 1

Textiles - 5 1 4

Vidrio 7 12 7 2

Residuos alimenticios

18 21 32 56

Residuos de jardinería

7 - 10 10

Otros 11 15 27 -

Fuente. Instituto Nacional de Ecología, 1997.

Dentro de los residuos sólidos urbanos, es muy común encontrar residuos que requieren un manejo especial. Ejemplo de estos son los muebles y aparatos electrodomésticos en desuso, línea blanca, neumáticos, residuos de poda de jardines en grandes cantidades o cualquier otro residuo cuyo volumen sea excesivo. Estos reciben el nombre de residuos sólidos especiales o de manejo especial (ver tabla A.1 en anexo A para mayores detalles). Asimismo, en las viviendas se generan pequeñas cantidades de residuos que por sus características (corrosivas, reactivas, explosivas, toxicas, inflamables o biológico-infecciosas) representan un riesgo para la salud humana, estos son los residuos peligrosos (RP) y algunos ejemplo son las baterías, aceites, grasa, pesticidas, solventes, tintes, productos de limpieza, fármacos, grasas, pañales desechables y papel higiénico.

Disposición finalLa LGPGIR (2003) define disposición final como la “acción de depositar o confinar permanentemente residuos en sitios cuyas características permitan prevenir su liberación al

ambiente y las consecuentes afectaciones a la salud de la población y a los ecosistemas y sus elementos”.

Existen varias opciones para la disposición final de los residuos sólidos (Comisión Mexicana de Infraestructura ambiental (COMIA) y Agencia de Cooperación Técnica Alemana (GTZ), 2003):

Rellenos sanitarios tradicionales: consiste en el depósito de residuos sólidos dentro de celdas que son compactas. Posteriormente se cubren con tierra, utilizando maquinaria pesada para la distribución, homogenización y compactación de los residuos.

Relleno seco (pre tratamiento de lata compactación): en este relleno sanitario los residuos son compactados en gran medida para reducir su volumen. Esto permite aumentar la vida útil del relleno (hasta un 50 %) pero prolonga el tiempo de descomposición de la materia orgánico.

Tratamiento mecánico-biológico. Esta tecnología hace inertes los residuos antes de su disposición en el relleno para reducir el riesgo de contaminación del ambiente. El sistema realiza un pre tratamiento de os residuos sólidos en dos fases: la mecánica y la biológica. La mecánica se realiza utilizando un tambor mocil o fijo que homogeniza los residuos. En la etapa biológica los residuos homogenizados se conforman en pilas de descomposición aeróbica por hasta 9 meses, lo que permite la minimización y/o eliminación de los elementos nocivos en la disposición final del material tratado. El tiempo necesario de monitoreo de pos clausura se reduce a máximo 5 años.

Rellenos sanitario manual: se utiliza para el manejo de residuos sólidos en aéreas con densidades de población bajas (zonas rurales). Su aplicación es permitida para rellenos con un ingreso diario de hasta 10 toneladas.

Rellenos sanitario acelerado: en este tipo de relleno se recirculan los lixiviados previamente inoculados con agentes enzimáticos, esto acelera el proceso de descomposición en su etapa metanogénica, aumenta el tipo de retención celular y reduce las necesidades de estabilización de los residuos. Al termino de la estabilización de residuos, es posible abrir las celdas para rescatar el material degradable ya estabilizad y volver a depositar residuos en las celdas minadas (esto incrementa la vida útil del relleno sanitario hasta tres veces).

Relleno sanitario con recuperación de biogás: en estos sitios se recupera el gas metano para aprovechar su poder calorífico en la generación de electricidad. Este tipo de relleno solo es utilizado si la recuperación de metano es factible económicamente.

La norma oficial mexicana NOM-083-SEMARNAT-2003, “especificaciones de protección ambiental para la selección del sitio, diseño, construcción, operación, monitoreo, clausura y obras complementarias de un sitio de disposición final de residuos sólidos urbanos y de manejo especial” es un norma que sustituye la NOM-083-ECOL-1996 y entro en vigor el 20 de diciembre de 2004. Esta norma clasifica a los sitios de disposición final de acuerdo a la cantidad de residuos que ingresan al día. Así, estos pueden ser de tipo A (si reciben mas de 100 toneladas al día), tipo B (si reciben 50 hasta 100 toneladas diarias), tipo C (si los residuos al día son de 10 y menores a 50 toneladas) y tipo D (si los residuos recibidos son menores de 10 toneladas).

La norma NOM-083-SEMARNAT-2003 establece que los sitios de disposición final no deben ubicarse en áreas naturales protegidas, marinas, manglares, esteros, pantanos, humedales, estuarios, planicies aluviales, fluviales, recarga de acuíferos, zonas arqueológicas, cavernas, fracturas, fallas geológicas o zonas de inundación con periodos de retorno de 100 años. Además, estos sitios deben estar ubicados a una distancia mínima de 500 m de la traza urbana (para localidades mayores de 2 500 habitantes), de lo cuerpos de aguas superficiales con caudal continuo, lagos, lagunas y pozo de abastecimiento de agua

Otras especificaciones que marca la norma es que el sitio de disposición final debe realizarse la extracción, captación, conducción y control de lixiviados y biogás que se generen, asimismo, se debe contar con un drenaje pluvial y una área de emergencias para la recepción de residuo. También se debe controlar la dispersión de materiales ligeros, la fauna nociva y la infiltración pluvial. De igual forma, el sitio se debe contar con un manual de operación, un control de registro y un informe mensual de actividades. Además de lo anterior, la compactación de los residuo, la construcción de obras complementarias y los estudios y análisis requeridos se realizan de acuerdo a la categoría a las cual pertenezcan los sitios. En la tabla 1.7 se observa los estudios necesarios de acuerdo a la jerarquía del sitio.

Tabla 8. Estudios y análisis previos requeridos para la construcción de sitios de disposición final

Estudios y análisis

A B C

Geológico y geohidrologico regionales

X

Evaluación geológica y geohidrologica

X X

Hidrológico X X

Topográfico X X X

Geotécnico X X X

Generación y composición de RSU y de manejo especial

X X X

Generación de biogás

X X

Generación de lixiviados

X X

Fuente: NOM-083-SEMARNAT-2003

Aunque esta misma norma establece que dejaran de funcionar los sitios que no cumplan con las especificaciones marcadas, una gran parte de los residuos en México se disponen en tiraderos clandestinos o municipales que no reúnen las condiciones mínimas para evitar un efecto al ambiente y a la salud humana.

Efecto de los residuos sólidosAl ser degradable la presencia de los residuos, las personas tienden a alejarlos de sus viviendas y gran parte lo hace desalojándolos en la vía pública. De esta manera se forman los tiraderos “a cielo abierto” (o clandestinos) que son sitios inadecuados de disposición final de residuos y que tienen una repercusión negativa en la sociedad y el ambiente (ver tabla 1.8).

Tabla 9. Problemática general de los tiraderos “a cielo abierto”

Principales problemas Causas

Deterioro del paisaje Acumulación de residuos sólidos sin cobertura cerca de carreteras, caminos vecinales, asentamientos humanos y arroyos

Incendios, dispersión de materiales ligeros y polvos

Contaminación del aire Olores desagradables propios de la descomposición de los residuos

sólidos. Incendios y suspensión de

partículas Generación de gases tóxicos y

humos

Contaminación de cuerpos de agua superficiales y subterráneos

Ubicados de sitios en suelos permeables

Carencia de un sistema de impermeabilización y control de lixiviados

Falta de cobertura diaria y final Cercanía de cuerpos de agua

superficial y subterránea Carencia de obras de desvió de

aguas pluviales

Contaminación del suelo Ubicación de sitios en suelos permeables

Carencia de un sistema de impermeabilización y control de lixiviados

Falta de cobertura diaria y final Carencia de cuerpos de agua

superficial y subterráneo Carencia de obras de desvió de

aguas pluviales Falta de control de materiales

ligeros.

Impacto en la salud Proliferación de fauna nociva Presencia de animales domésticos

dentro del sitio Contacto directo con los residuos

sólidos Migración y movilidad de

contaminantes generados en los sitios de disposición final, a través de suelo, aire y agua

Impacto social Abandono o falta de control de los

sitios de disposición final Existencia de materiales

aprovechables

Fuente: SEDESOL, 2001a.

Un estudio realizado por el Instituto Nacional de Ecología (1997) indica que los residuos de una persona (en la ciudad de México) son 8.6 veces más contaminantes que sus aguas negras (en términos de DBO). Esto confirma que el inadecuado manejo y disposición de los residuos puede causar graves problemas ambientales a la salud.

Efectos en el sueloCuando los residuos sólidos son desechados en terrenos baldíos, a orillas de las carreteras o en cualquier otro sitio de disposición final inadecuado, afectan las características propias del suelo que los acoge. Asimismo, cuando los residuos se saturan de agua, producida por la lluvia, por los movimientos horizontales, por contacto directo con aguas subterráneas o por aporte de los propios residuos, se van disolviendo sustancias contenidas en los residuos y van conformando así un líquido llamado lixiviado que contiene metales pesados, hidrocarburos solubles y otras sustancias contaminantes. Estos lixiviados se dispersan contaminando el suelo adyacente.

Efectos en aguaLos residuos sólidos que son arrojados de manera clandestina a orillas de ríos, lagos o cualquier otro cuerpo de agua provocan cambios en las propiedades naturales de estos elementos, aumentan la concentración de materia orgánica y puede conducir a la eutrofización del cuerpo acuático. Además, los lixiviados generados a partir de los residuos, pueden migrar hasta alcanzar aguas superficiales o percollarse y contaminar aguas subterráneas.

Efectos en aireEn diversos sitios de disposición final, la quema de los residuos en una practica común. La incineración no controlada de los residuos genera gases como el metano o el dióxido de carbono (que son gases de efecto invernadero) y acido sulfhídrico (un promotor de la lluvia acida). Asimismo, los residuos sólidos son los causantes de olores desagradables debido a la descomposición de la fracción orgánica.

Otros factores de contaminación del aire lo conforman los organismos patógenos contenidos en los residuos que son arrastrados por el viento de tiraderos no controlados (o rellenos sanitarios que no cumplen con la normatividad correspondiente) a zonas aledañas.

Efectos en animales y plantasEl transporte de ciertas sustancias toxicas a través de los lixiviados facilita su distribución y disponibilidad para las plantas y animales a través del suelo y agua. Estas sustancias pueden

producir efectos negativos en los organismos con los que entran en contacto. Dichos daños varían desde la bioacumulacion hasta la muerte por intoxicación.

Efectos visualesLos residuos sólidos provocan un deterioro del paisaje en las áreas utilizadas como tiraderos clandestinos y en las zonas vecinas debido a que los residuos son dispersados por el viento. La fauna nociva presente en el lugar aumenta el aspecto desagradable. Esto es más perceptible cuando se trata de zonas cercanas a localidades o caminos.

Efectos en la saludLos efectos de los residuos sólidos en la salud pueden ser de dos tipos: directos e indirectos.

Las personas que están más expuestas a los efectos directos causados por los residuos sólidos son aquellas que se encuentran en contacto continuo con los desechos, principalmente se trata de trabajadores de limpieza, pepenadores, vecinos de sitios de disposición final, entre otros. Los efectos principales son las enfermedades gastrointestinales y respiratorias así como lesiones en la piel causadas por bacterias y hongos.

La acumulación de residuos sólidos de disposición inadecuados favorece la proliferación de fauna nociva como son los insectos rastreros y voladores (moscas, moquitos y cucarachas), los roedores (ratas y ratones), las aves (zopilotes, gaviotas y garzas) y los mamíferos (perros, gatos, cerdo, etc.). Muchos de estos portadores de diversas enfermedades que pueden afectar la salud humana. En la tabla 1.9 se encuentran una serie de enfermedades relacionadas con estos vectores.

Tabla 10. Enfermedades relacionadas con RSM transmitidas por vectores

vectores Forma de transmisión Principales enfermedades

Ratas A través de mordisco, orina y heces

A través de las pulgas que viven en el cuerpo de las ratas

Peste bubónica Tifus murino Leptospirosis

Moscas Por vía mecánica (a través de las alas,

Fiebre tifoidea Salmonelosis

patas y cuerpo) A través de las

heces y saliva

Cólera Amebiasis Disentería Giardiasis

Mosquitos A través de picazón del mosquito hembra

Malaria Leishmaniasis Fiebre amarilla Dengue Filariasis

Cucarachas Por vía mecánica (a través de alas, patas y cuerpo) y por las heces

Fiebre tifoidea Cólera Giardiasis

Cerdos Por ingestión de carne contaminada

Cisticercosis Toxoplasmosis Triquinosis Teniasis

Aves A través de las heces

Toxoplasmosis

Fuente: Manual de saneamiento y protección ambiental para los municipios. Departamento de ingeniería sanitaria y ambiental, ESA/UFMG. Fundación estatal de medio ambiente. FEMA/MG, 1995. Citado en: Acurio, et al., 1997.

Los efectos indirectos de los residuos sólidos en la salud son ocasionados principalmente por la contaminación de mantos acuíferos por lixiviados. Cuando estos depósitos son utilizados para el suministro de aguas potables pueden causar daños a las personas que la ingiere. En la tabla 1.10 se muestra algunos contaminantes presentes en los lixiviados y su efecto (comprobado y posible) sobre el ser humano.

Tabla 11. Efectos sobre la salud comprobada y potencial

Agente contaminante o fuente de contaminación

Efectos comprobados (E.C.) y efectos posibles (E.P.)

Bacterias Epidemias y edemias de infecciones gastrointestinales (cólera, shigelosis, salmonelosis, leptospirosis, fiebre tifoidea, etc.)(E.C.)

Interacción secundariacon desnutrición y con nitratos en el aguas (E.C.)

Virus Hepatitis epidérmica y otras infecciones virales (E.C.)

Transtornos inflamatorios de los ojos y de la piel asociados a la natación (E.P.)

Parásitos Amibiasis, esquistosomiasis, hidatidosis y otras infecciones parasitarias (E.C.)

Metales Intoxicación por plomo (E.C.) Intoxicación por mercurio (a través

de las cadenas alimentarias)(E.C.) Intoxicación por cadmio (a través

de las cadenas alimentarias)(E.C.) Intoxicación por arsénico (E.C.) Intoxicación por cromo (E.C.) Nefropatía epidérmica (E.P.) Enfermedad del pie negro (E.P.)

Nitratos Metahemoglobinemia (con interacciones bacterianas)(E.C.)

Factor de “blandura del agua” Aumento en la incidencia de enfermedades cardiovasculares (E.P.)

Sulfatos y/o fosfatos fluoruros Hipermotilidad gastrointestinal (E.C.)

Fluorosis dental (E.C.)

Fuentes: U.S. department of health, education and welfare, statistics needed for determining the effects of the environment on health, vital and health statistics. Ser. 4 No. 20, U.S.d.H.E.W. Publication No. (HRA 77-1457), Washington, D.C., 1977. Citado en SEDESOL, 2001a

Efectos en la economíaEl uso de terrenos como tiraderos clandestinos o sitios de disposición final inadecuados representan la pérdida de suelos cultivables y disminuye a su vez el valor de los terrenos colindantes. Estos finalmente se traducen en pérdidas económicas para los respectivos

dueños. De igual forma, la contaminación de cuerpos de agua por residuos imposibilita su aprovechamiento y provoca también perdidas económicas.

Además, las enfermedades causadas por los residuos generan gastos económicos en las personas afectadas (costos de consultas medicas, medicamentos, tratamientos, entre otros) y una disminución en el rendimiento laboral que no permite obtener un ingreso.

Así pues, un manejo y disposición inadecuada de los residuos sólidos conllevara implícitamente daños al ambiente, a la salud y a la economía.

Estiércol

Los excrementos, tanto de ganado porcino como de vacuno, han existido siempre desde la misma creación de los animales. De acuerdo a lo anterior, si siempre ha habido este residuo, la pregunta se encuentra en por que en la actualidad se pone en relieve el problema de los mismos (Rodriguez, 1995)

La respuesta a esta inquietud esta basada principalmente en el aumento del numero de explotación ganadera intensiva de dimensiones cada vez mas grandes, pero con un numero cada vez mas reducido de trabajadores por granja, que ha supuesto también la adopción de sistemas de manipulación de residuos en forma liquida para reducir el tiempo invertido en transporte, almacenamiento y otras operaciones. (Hidalgo, del Alamo, Hernandez, & eIrusta, 2003)

Paralelamente a esta situación del corral familiar por las granjas industriales, la cultura popular y sabia de antaño no ha sido sustituida ni por una cultura tecnológica que valore adecuadamente los residuos producidos, ni por un conocimiento publico de la verdad de esta problemática de gestión de los mismos. (Fotats, 1998)

Definición de residuos ganaderos

Los residuos de las explotaciones ganaderas, están constituidos por una parte seca, formada por las heces fecales de los animales, la paja y restos de alimentos, y otra liquida que se denomina purín, que es una mezcla de deyecciones solidas y liquidas de los animales junto con el resto de ellos, remanentes de aguas de los abrevaderos, aguas de lavado de la explotación y, si la fosa en que se almacena no esta descubierta, agua de lluvia. (Hidalgo,Del Alamo, Granado, & Nuñez, 2001)

Caracterización y composición de los residuos ganaderos

El purín es un material no estéril, generalmente básico y bastante salino. Posee cantidades importantes de hidratos de carbono, lípidos, aminoácidos, proteínas, urea y compuestos azufrados, así como contenidos elevados de nitrógeno fosforo, potasio, calcio, magnesio y sodio. También contiene micronutrientes como hierro, cinc, cobre y manganeso, a la vez

que cantidades traza de elementos tóxicos como cadmio, plomo, arsénico o mercurio. (Plaza, Garcia Gil, Soler Rovira, & Polo, 1999)

No obstante, su composición y la concentración de sus constituyentes son muy variables. Dependen de diversos factores como: la raza, el estado fisiológico y el tamaño de los animales, la dieta a la que son sometidos, el tiempo y el tipo de almacenamiento, la cantidad de agua utilizada en la limpieza y la época del año.

En la tabla #3. Concentración media de algunos parámetros de los purines de cerdo se muestran valores orientativos de sus parámetros más significativos. (Plaza, Garcia Gil,Soler Rovira, & Polo, 1999)

Tabla 12. Concentración media de algunos parámetros de los purines de cerdo

PARÁMETRO CONCENTRACIÓN

Materia seca 5-7 %

DBO5 15000-25000 mg/l

DQO 35000-60000 mg/l

N amoniacal 3000-5000 mg/l

Sodio 1000-2000 mg/l

Fosforo 1000-3000 mg/l

Potasio 1000-3000 mg/l

Cobre 20-40 mg/l

Zinc 20-40 mg/l

Hierro 50-150 mg/l

Fuente: Plaza, C. y otros [55]

En lo que se refiere al ganado vacuno, en la tabla #4. Composición media del purín vacuno, se muestran valores de algunos de sus parámetros.

Tabla 13. Composición media del purín vacuno

Parámetro Concentración

Materia seca 7 %

DBO5 15000 mg/l

DQO 60000 mg/l

NTK 4500 mg/l

Fosforo 1.700 mg/l

Potasio 5800 mg/l

Fuente: Díaz Rodríguez, F y Minhorst, R. [6]

Problemática de los residuos ganaderos

Con las primeras explotaciones ganaderas se garantizo un equilibrio entre la agricultura y la ganadería, es decir el número de animales de cada explotación iba condicionando por la superficie del terreno que permitía obtener una producción suficiente para alimentar el ganado, de modo que el estiércol producido era perfectamente absorbido en las tierras de la explotación. El sistema intensivo ha significado el aumento del censo de las explotaciones con la finalidad de hacerlas mas rentables y con su consecuente aumento de las deyecciones ganaderas que difícilmente pueden ser adsorbidas por las tierras de cultivo. (Vilaregut,2000)

Un inadecuado manejo de los purines porcinos y excretas ganaderas redunda en un grave y severo problema por su indudable y probado impacto ambiental. Contaminación difusa y severa, contaminación por nitritos y nitratos de los freáticos, aguas continentales, eutrofización, saturación edafológica debido a metales pesados y restos de nutrientes; riesgo sanitario y epizoóticos. (Martinez Almela, 2000)

El alto contenido en compuestos nitrogenados de los efluentes líquidos, procedentes de explotaciones ganaderas ha dado lugar a la aparición de numerosos problemas

medioambientales, cuando se realiza su vertido directo o indirecto a corrientes naturales de agua o cuando se eliminan mediante su aplicación a suelos. (Hidalgo, Del Alamo, Granado,& Nuñez, 2001)

Contaminación de aguas superficiales

La afectación a la calidad de las aguas de ríos y arroyos, producida por el vertido de purines, se debe generalmente a una de las siguientes causas (Alonso, 1997)

Rebose de balsas o fosas de acumulación de purines, al no realizarse a tiempo las evacuaciones periódicas que deben llevarse a cabo.

Rotura de balsas ejecutables en tierras, al tener sus diques de cierre una deficiente consolidación o estabilidad. En algunas ocasiones se ha provocado intencionadamente la rotura de las balsas para la evacuación.

Vaciado de sistemas directamente sobre arroyos o rio, o en zonas próximas a los mismos, llegando el vertido de purines por escorrentía a los causes

Vertidos indirectos a través de colectores municipales.

Los efectos que se producen en la calidad de las guas superficiales, lógicamente depende del volumen vertido de purines y del caudal circulante por el cauce. De esta manera un vertido sobre pequeños arroyos o ríos con escaso caudal, puede afectar muy negativamente sobre su calidad y sobre su fauna y flora, ya que para reducir la elevada carga contaminante de naturaleza orgánica del purín, se consume buena parte del oxigeno disuelto que contiene el agua del cauce, afectando seriamente a todos los elementos vivientes que se sustentan en el y pudiéndose convertir en un cauce muerto. En este sentido es mucho peor el vertido instantáneo de un gran volumen, que el vertido en lago en el tiempo, de pequeño caudal.

Incluso aunque el vertido se produzca sobre una corriente fluvial con mayor caudal, los efectos sobre la calidad de sus aguas suele tener ciertas relevancias pudiendo afectar negativamente a los diversos aprovechamientos situados aguas abajo del punto de vertido.

La presencia de altas concentraciones de cobre, hierro y otros metales en el purín puede generar un tipo de contaminación que no es despreciable, teniendo en cuenta su carácter bioacumulable con efectos negativos para la fauna piscícola o para cualquier uso posterior del agua.

Conviene tener en cuenta también, la influencia que puede tener sobre la calidad de las aguas, el alto grado de materia nitrogenada que contiene el purín, cuyos componentes mas importantes es el nitrógeno amoniacal, pero que también tiene otros componentes significativos como el fosforo y el potasio, que en su conjunto aportan a las aguas de ríos y embalses una elevada cantidad de nutrientes con el consiguiente riesgo de eutrofización.

Contaminación de aguas subterráneas

La afección a la calidad de las aguas subterráneas se suele producir por las siguientes causas: (Alonso, 1997)

Falta o insuficiencia de impermeabilización de las balsas o fosas de almacenamiento de purines generados en la explotación.

Aplicación de los purines sobre terrenos muy permeables (tipos arenales) Aplicación continúa de purines sobre el mismo terreno, sin alternancia. Aplicación de grandes volúmenes de purines sobre pequeñas superficies de terreno.

Así como los efectos de los vertidos directos sobre ríos y arroyos son inmediatos y normalmente desaparecen al poco tiempo de cesar el vertido, la afección a la calidad de las aguas subterráneas tiene una inercia mucho mayor. Si bien sus efectos pueden tardar un tiempo en presentarse, una vez que cesa la fuente de contaminación puede pasar mucho tiempo hasta que se recupere totalmente el acuífero que se pueda haber contaminado.

En las aguas subterráneas, la afección no se produce tanto por la alta carga contaminante de naturaleza orgánica, que gran parte se elimina por el efecto de filtración y efecto auto depurador del suelo que lo asimila superficialmente, como por la alta concentración de materia nitrogenada, que aunque lentamente, puede llegar a elevar la concentración de nitritos hasta limites inaceptables para los diferentes usos que posteriormente se quiera dar a las aguas (abastecimiento)

La inadecuada aplicación de los purines sobre el terreno puede elevar en las aguas subterráneas la concentración de otros elementos contaminantes en el purín como el cobre, hierro u otros metales, o como el fosforo y potasio, con el consiguiente perjuicio para su calidad.

Contaminación de suelo

El vertido incontrolado de purines en cualquier lugar sin un tratamiento de depuración previo y sin ningún tipo de control, incluida la utilización agrícola sin un estudio adecuado, conlleva el mayor peligro para el medio ambiente, es ilegal, además de moralmente inaceptable. El factor limitante principalmente y en función del cual se debe establecer las estrategias de abonado es el nitrógeno. (Plaza, Garcia Gil, Soler Rovira, & Polo, 1999)

La experiencia demuestra con nitidez que, en suelos de fertilidad normal, el elemento clave de la nutrición anual de los cultivos es el nitrógeno. Por lo general, los cultivos incrementan fuertemente su producción se aportamos nitrógeno. Este aumento es espectacular a dosis bajas pero a medida que aumenta la cantidad aportada disminuye el incremento de rendimientos que se consigue, de forma que a partir de una determinada dosis no solo no se

incrementa la producción si no que generalmente se disminuye. (Santos, Irañeta, &Abaigar, 2002)

El nitrógeno es un elemento con mucha movilidad en el suelo y resulta clave tanto por su trascendencia en la nutrición de cultivos como por las afecciones medioambientales que su uso excesivo puede provocar. Efectivamente, si un cultivo es deficitario en nitrógeno, su desarrollo será raquítico y por lo tanto su producción, mientras que si le aportamos la dosis necesaria alcanzaremos el techo productivo de la finca. No obstante, si la dosis aportada es excesiva, nos ocasionara, casi seguro, perdidas de producción, además de gastos innecesarios y probables afecciones medioambientales. (Santos, Irañeta, & Abaigar, 2002)

El nitrógeno amoniacal contenido en los purines e incorporado en el suelo se transforma en forma nítrica. Esta forma es soluble y, por tanto, susceptible tanto de ser absorbida por los cultivos como de ser lavada a capas profundas (lixiviados) contaminando acuíferos o cursos de agua, como se ha dicho antes. (Santos, Irañeta, & Abaigar, 2002)

Estas interacciones se muestran en la siguiente figura

Figura 14. Evolución del nitrógeno aportado por el purínFuente: Martínez almela J. [43]

Además, la incorrecta aplicación de purines al suelo puede provocar la aparición de malas hierbas si contiene semillas que no se ha degradado y desequilibrios nutricionales a las plantas, con la consiguiente disminución de la producción y calidad de la cosecha. (Plaza,Garcia Gil, Soler Rovira, & Polo, 1999)

Otros elementos limitantes son el cobre y el cinc, habiéndose observado que en terrenos fertilizados durante años con purín se incrementa su fracción asimilable. El exceso de cobre en el suelo impide el desarrollo normal de la raíz, provocando la aparición de clorosis y un escaso crecimiento vegetativo. (Martinez Pereda, 1996) Además, su acumulación en las plantas puede suponer un peligro para los animales que las ingieren.

Otra de las consecuencias de un incontrolado vertido de purines es que el suelo puede verse afectado por la formación de costras superficiales, reduciéndose la permeabilidad al agua y al aire y, por lo tanto, favoreciéndose su erosión. (Del Castillo Gonzalez, 2003) El exceso del purín puede dar origen a una acumulación extremada de sales, como efectos negativos en la estructura y de metales pesados, que pueden ser tóxicos para los microorganismos del suelo. (Panduro, 1997)

Contaminación del aire

Como el nitrógeno del purín se encuentra en forma amoniacal, se producen emisiones amoniacales a la atmosfera, por volatilización, si no se entierra el residuo en un plazo razonable (Santos, Irañeta, & Abaigar, 2002), que junto con el metano contribuye al efecto invernadero, además de producirse compuestos orgánicos (COV) y compuestos azufrados que generan problemas de malos olores en los campos cercanos a los lugares de cultivos. Así mismo, estos residuos contienen microorganismos patógenos que pueden llegar a la atmosfera. (Plaza, Garcia Gil, Soler Rovira, & Polo, 1999)

Efectos sobre la salud

Facultativos de la fundación Pulgbert, han puesto de relieve los problemas para la funcionalidad de los riñones al ingerir aguas con concentraciones altas de nitratos. Se recomienda no sobrepasar los 25 mg/l. Sobre pasar este limite puede influir de distintas formas en cada persona, lo que si se sabe es que afecta en primer lugar a los niños y, especialmente, a los lactantes. El problema de esta agua no desaparece con la ebullición, lo cual hay que tener muy en cuenta. En temas gástricos, se sabe que los nitratos tiene mucho que ver con algunas afecciones. (Palau, 2000)

Gestión de los residuos ganaderos

Los excrementos de las cabañas ganaderas no se habían tenido en cuanta ya que la solución rápida e inmediata para su eliminación era, y sigue siendo, su vertido al campo mas cercano a los corrales que albergaban a los animales. Esta solución ha sido, y es correcta si tenemos en cuenta la cantidad de purín vertido, el tipo de tierra y el destino agrícola que se quiere dar a esta tierra. Si la concentración en número de animales no hubiera variado, no estaríamos hablando de este problema. (Palau, 2000)

Esta forma de eliminar del purín, es decir la aplicación al terreno como abono para posterior uso agrícola sin ningún tratamiento previo, resulta positiva por el aporte de nutrientes a los diversos cultivos. Sin embargo, el aumento y concentración de explotaciones ganaderas intensivas en determinadas zonas, esta dificultando la eliminación del purín por este método tradicional, ya que las aplicaciones continuas de grandes volúmenes de purín sobre extensiones de tierra relativamente pequeñas esta causando un incremento excesivo de estos nutrientes, aparte de otro tipo de contaminantes como metales, que si bien con una dosis determinada pueden resultar beneficiosos, en exceso resultan perjudiciales para el propio suelo y por la afección a la calidad del agua subterránea que pueda causar, aparte de otro tipo de inconvenientes que puedan surgir. (Alonso, 1997)

Esto ha llevado al planteamiento de diversos sistemas de tratamiento de los purines que tienen por objetivo reducir las cargas contaminantes de los parámetros mas significativos hasta valores aceptables para aplicación al terreno, sin necesidad de superficies tan extensas y sin riesgo de incremento excesivo de nutrientes y de otros parámetros contaminantes. Incluyendo, con un tratamiento depurador mas completo, se puede llegar a reducir estos hasta los limites máximos autorizados para vertido a cauce publico, fijados en el anexo al titulo IV del Reglamento del Dominio Publico Hidráulico, si bien es cierto que normalmente el coste es elevado. (Alonso, 1997)

Los sistemas para el tratamiento de los purines incluyen:

Separación solido-liquido: separar los residuos sólidos frescos en suspensión de los purines es el primer paso a realizar en cualquier tratamiento diseñado para reducir la carga contaminante del purín, prolongar la vida de los depósitos, mejorar la eficacia biológica del tratamiento y minimizar el impacto ambiental. (RECOVERY, 1995)

Es relativamente sencillo y poco costoso y se puede conseguir reducciones importantes de los elementos contaminantes, en torno al 50 % o más. Además se produce una significativa reducción de los olores. (Alonso, 1997)

Este tipo de tratamiento primario se pude instalar como un pre tratamiento en el que se reduce una parte importante de la contaminación para después pasar a las siguientes fases de depuración. Si bien también se puede instalar como tratamiento único, si el grado exigido no requiere una depuración más completa con otros tratamientos posteriores más complejos. (Alonso, 1997)

Dentro del proceso de tratamiento de purines de cerdo, la fase liquida, tratada o no, procedente de la separación de la fase solida tras el tamizado, contiene un porcentaje de sólidos disueltos y en suspensión que en muchas ocasiones es preciso retirar del líquido para su posterior reutilización o vertido. Unos de los procesos frecuentemente utilizado para el mencionado tratamiento de la fase liquida es el de evaporación mediante adición de calor. (Rodriguez Gil, 2000)

Depuración biológica: consiste en el desarrollo de una fauna bacteriana, en un medio aerobio o anaerobio, que se encarga de ir reduciendo y asimilando los distintos parámetros contaminantes que contienen el purín. Con este método se puede llegar a conseguir reducciones mayores al 90% en muchos de los parámetros contaminantes. Los tipos de depuraciones biológicas pueden ser aerobias, como aireación en tanques o balsas, filtros biológicos o lecho de turba, y anaerobia, como digestores, balsas anaerobias o balsas de digestión anaerobia potenciadas. (Alonso, 1997)

En la tabla 14. Comparación de tratamientos anaerobio/aerobio, se detalla las ventajas e inconvenientes de ambos tratamientos.

Tabla 14. Comparación de tratamiento anaerobio/aerobio

Depuración anaerobia Depuración aerobia

Reducción de la materia solida, altos tiempos de retención

Reducción similar de sólidos volátiles; tiempo de retención menores

El producto final es rico en nutrientes, y puede emplearse en la agricultura

El fango producido no puede emplearse como abono

Es fácil eliminar parte del agua que tiene el fango a la salida del digestor, sometiéndolos a un proceso de secado

El fango producido se seca con mucha dificultad

Alto costo de equipos e instalaciones Costo menor

El liquido extraído del digestor tiene una alta demanda de oxigeno, muy alta concentración en nitrógeno y sólidos en suspensión.

El liquido sobrenadante tiene una DBO5 baja, pocos sólidos en suspensión y reducido contenido de nitrógeno amoniacal

Es el sistema mas económico existente para reducir la materia orgánica de los sólidos

La cantidad de oxigeno a suministrar es alta, lo que requiere un alto consumo de energía

Durante el proceso de fermentación se produce biogás (CH4, CO2, H2), que se puede emplear de nuevo en el proceso como combustible

Se obtiene CO2, NH3 y pequeñas cantidades de otros gases

Los microorganismos presentes en el proceso de digestión son muy sensibles a los cambios que se producen en el

Facilidad de operar y control

Fuente: Rico, J. y Villanueva, Y. [58]

Compostaje: consiste en la mezcla del purín con paja, tierra y otros productos sólidos, de forma que se obtiene un estiércol solido apto para ser transportado y aplicado como fertilizante. También se puede utilizar para enriquecer terrenos pobres en materia orgánica a fin de aportar al suelo aquellos elementos nutrientes de que carece y favorece el desarrollo de algunos tipos de cultivos que de otra manera no se podrían dar. (Alonso,1997)

Lo que se busca básicamente es contemplar el purín no como residuo sino como una materia secundaria valorizable, generadora de otros ingresos: liquido, para riego, limpieza o vertido controlado a causes públicos; sólidos para la fabricación de compost o fertilizante orgánico; y concentración, por vía anaeróbica para la congelación termoeléctrica partiendo del biogás producido. (Martinez Almela, 2000)

Digestión anaerobia

La digestión anaerobia es un proceso biológico en el cual un consorcio de diversos microrganismos interactúan entre si, en ausencia de oxigeno, para estabilizar la materia orgánica por conversión a metano y otros productos inorgánicos incluyendo agua y dióxido de carbono, tal como se muestra en la ecuación 1. El proceso microbiano es sumamente complejo y esta integrado por múltiples reacciones paralelas y en series interdependientes (Romero Rojas J. , 2000) cada una de las frases que transcurren en la digestión anaerobia se detalla en el apartado siguiente.

Materia orgánica + H2O bacterias anaerobias CH4 + CO2 + NH3 + H2S + biomasa + calor

Importancia de la digestión anaeróbica

El cambio climático está afectando a la gente y a los ecosistemas, la reducción de la emisión de gases de efecto invernadero parece ser la acción más prometedora para contrabalancear los dramáticos cambios climáticos que se acercan en el futuro (Schröder,2008).

El sector de producción animal es responsable del 18% del total de emisiones de gases de efecto invernadero (Holm-Nielsen, 2009). Las cantidades de CH4 que se emiten a la atmósfera son bajas, pero su potencial de calentamiento global es de 21 veces más alto en comparación al efecto de CO2 (Enhalt, 2001).

La gran cantidad de residuos producidos en un área concentrada, requiere de soluciones para su eliminación, debido a que el amoníaco y los gases de efecto invernadero, CO2 y CH4 pueden causar problemas de contaminación del aire mientras que la aplicación indebida de nitrógeno y fósforo al suelo en forma de estiércol puede causar problemas de eutroficación de los recursos acuáticos superficiales y contaminación del suelo y del agua subterránea (Güngör-Demirci, 2004).

Una opción de mitigación para el manejo de residuos animales es la digestión anaeróbica en donde se han visto reducciones de hasta 71% en la emisión de metano (Sommer, 2004). Además, el estiércol es una fuente abundante de material orgánico para usarse como materia prima en los digestores anaeróbicos (Ward, 2008).

El proceso de digestión anaeróbica puede considerarse como una tecnología moderna debido a su capacidad para tratar sustratos de lenta degradación a altas concentraciones, bajos requerimientos de energía, reducción de olores y la posibilidad de recuperar la energía y reducir las emisiones de CO2 (Ramírez, 2009).

Los sistemas de tratamiento anaeróbico son sistemas biológicos que operan en ausencia de oxígeno (Kassam, 2003), estos sistemas son más adecuados para el tratamiento de residuos altamente biodegradables y concentrados (Kassam, 2003).

Los biocombustibles producidos a partir de biomasa renovable (como el biogás) son los recursos energéticos sustentables con gran potencial para la producción neutral de CO2 (Antoni, 2007).

El tratamiento anaeróbico brinda un método de reducción de la contaminación de las operaciones agrícolas e industriales mientras que al mismo tiempo compagina con las operaciones de los combustibles fósiles (Chen, 2008).

El biogás (producto de la digestión anaeróbica) es una alternativa prometedora para el futuro debido a que su recurso base está ampliamente disponible y puede empezar a operar en granjas o pequeñas cooperativas locales (Schröder, 2008), puede almacenarse o distribuirse a través de la infraestructura del gas natural presente en algunos países y usarse en las mismas aplicaciones que este último, además de potencialmente reemplazar a los combustibles fósiles para el transporte (Holm-Nielsen, 2009).

El biogás puede producirse de casi cualquier material biológico, incluyendo los del sector agrícola primario y de varios residuos orgánicos de la sociedad, aunque el recurso más grande está representado por los abonos animales y mezclas de unidades de producción de ganado y cerdo así como de aves de corral, pescado, etcétera (Holm-Nielsen, 2009). La calidad energética de este depende del proceso de fermentación y de las características del sustrato alimentado al reactor (Schröder, 2008).

El biogás producto de la co-digestión de residuos animales y biomasa vegetal es también una solución atractiva desde un punto de vista socioeconómico cuando los beneficios a la salud humana, animal y ambiental se cuantifican e integran en los beneficios económicos totales (Holm-Nielsen, 2009).

La producción de energía, tal como potencia eléctrica y calor, en unidades industriales pequeñas relativamente fáciles de manejar es una de las ventajas del proceso de producción de biogás aunque su ventaja más grande es el aspecto de la tecnología amigable con el ambiente (Antoni, 2007).

Los sistemas anaeróbicos son relativamente compactos, tienen bajos requerimientos de energía y pueden ser un método efectivo para que las compañías eviten ser multadas por las descargas de residuos al ambiente (Kassam, 2003). La estricta legislación ambiental vista en países como Dinamarca y Noruega ha resultado que estos países emerjan como líderes en la implementación de tecnologías de tratamientos anaeróbicos (Kassam, 2003).

Microbiología del proceso

Tchobanoglous (Tchobanoglous, 1995) señala que el metabolismo bioquímico sucede en tres etapas: hidrólisis, acidogénesis y metanogénesis, en las cuales distintos microrganismos trabajan de manera conjunta y coordinada para llevar a cabo la digestión de los desechos orgánicos. En el primer paso, los carbohidratos, proteínas y lípidos, constituyentes básicos de los desechos orgánicos, se hidrolizan por acción de enzimas extracelulares en elementos estructurales mas sencillos tales como aminoácidos, azucares, ácidos grasos y alcoholes. Estos productos son capaces de atravesar la membrana celular de los microrganismos para servirles como fuente de energía y carbono celular (Kiely, 1999). En las faces de acidogénesis, los productos de la hidrólisis se utilizan como electrones donadores y aceptores para formar amoniaco, hidrogeno, dióxido de carbono y ácidos grasos de cadena corta, principalmente acido acético. La producción de metano en la última etapa es función de la cantidad de materia orgánica estabilizada. Durante la metalogénesis se utilizan los productos de la fase anterior como sustratos a través de dos vías:

1) A partir de acido acético, sustrato del metabolismo de los metanogenos acetoclasticosCH3COOH CH4 + CO2

2) A partir del hidrogeno y del dióxido de carbono, sustrato para el metabolismo de los metanogenos hidrogenofilicos.4H2 + CO2 CH4 + 2H2O

La estabilización del proceso de biodegradación anaerobia depende del balance entre las distintas fases, las mismas que se presentan en la figura 1. Un estricto control de las condiciones de operación, especialmente de pH y temperatura, permiten el normal desarrollo de los procesos metabólicos de las distintas poblaciones bacterianas.

Figura 1.: Etapas en el proceso de biodigestion anaeróbica (Kiely, 1999)

Proceso de digestión anaeróbica para la producción de biogás

Un manejo de calidad de los residuos animales implica el control de calidad de los tres componentes principales del ciclo de digestión anaeróbica: la alimentación, el proceso de digestión y el producto final tratado (Holm-Nielsen, 2009).

La reacción general de la metanogénesis se conoce desde hace mucho tiempo (Symons,1933) y el proceso general puede resumirse con la siguiente ecuación estequiométrica (Ecuación 1):

Cn H aOb+(n− a4−b

2 )H 2O→( n

2−a

8+ b

4 )C O2+( n2+ a

8−b

4)C H 4

CH4

Acetato

Metanogenos hidrogenofilicos

H2, CO2

Metanogenos acetoclasticos

Aminoácidos, azucares

Proteínas Carbohidratos

Ácidos grasos, alcoholes

Productos intermediarios:

propionato, butirato, valeriato

Hidrólisis

Lípidos

Bacterias acidogénicas

Bacterias hidroliticas

Acidogénesis

Polímeros complejos

Metanogenesis

La formación de biogás comprende básicamente las siguientes etapas (Figura 1): hidrólisis, acidogénesis, acetogénesis y metanogénesis realizada por arqueas de lento crecimiento sensibles a la acidificación, acumulación de amoniaco, bajas cantidades de oxígeno entre otros (Antoni, 2007).

Durante los procesos de tratamiento anaeróbico, los microorganismos rompen las moléculas orgánicas y producen hidrógeno, dióxido de carbono y metano, (Kassam, 2003). La aplicación de los sistemas de digestión anaeróbica a menudo se limitan por el hecho de que son sensibles a perturbaciones y pueden sufrir inestabilidad (Ramírez, 2009).

Figura 2. Proceso de conversión en la digestión anaeróbica tal como se usan en el ADM1, incluye la oxidación del acetato (Batstone, 2002) (Fountoulakis, 2005).

Procesos bioquímicos de la digestión anaeróbica

Hidrólisis y desintegración

La desintegración e hidrólisis son procesos extracelulares biológicos y no biológicos que median la ruptura y solubilización de material orgánico complejo a sustratos solubles tales como carbohidratos, proteínas y lípidos (Batstone, 2002), describe la degradación de material de partículas compuestas con características de amontonamiento, tales como los lodos activados (Lübken, 2007). Los productos de la hidrólisis de carbohidratos, proteínas y lípidos son azúcares sencillos, aminoácidos y ácidos grasos, respectivamente (Pavlostathis,1991) aunque la digestión de proteínas y aminoácidos forma amoníaco y iones amonio (Nayono, 2010) (Sung, 2003).

Acidogénesis

La acidogénensis se define como un proceso anaeróbico microbiano con producción de ácido sin un donador o aceptor externo de electrones (Gujer, 1983). En este paso se incluye la degradación de azúcares y aminoácidos a compuestos más simples, como propionato, acetato y butirato en la degradación de azúcares (Batstone, 2002).

Acetogénesis

La degradación de ácidos orgánicos a acetato es un proceso de oxidación sin un aceptor interno de electrones, de esta forma se requieren los organismos que oxidan los ácidos orgánicos para utilizar un aceptor de electrones adicional como el ion hidrógeno o el CO2 para producir H2 o formato respectivamente, los cuales son consumidos por organismos metanogénos, normalmente arqueas (Batstone, 2002). El hidrogeno producido por la degradación de ácidos grasos volátiles (AGV) puede transferirse a bacterias reductoras del sulfato, bacterias homoacetogénicas o metanogénicas (Lübken, 2007).

Oxidación del acetato

La oxidación sintrófica del acetato fue reportada por Zinder y Koch (1984) donde proponen el mecanismo para la metanogénesis del acetato por un co-cultivo que primeramente oxida el acetato a CO2 e H2 por un primer organismo mientras que el H2 es subsecuentemente usado por un segundo organismo para reducir el CO2 a CH4 (Zinder, 1984).

La oxidación del acetato a H2-CO2 (CH3COO-+4H2O→2HCO3-+4H2+H+) es extremadamente exergónica (+94.9 kJ·mol-1) bajo condiciones estándar. La reacción puede ocurrir solo cuando la presión parcial de H2 se mantiene lo suficientemente bajo para acoplarse con una reacción de consumo de H2 (Luo, 2002). Las bajas velocidades se deben a la baja cantidad de energía disponible, la cual debe ser compartida por el consorcio sintrófico (Schnürer, 1999).

La oxidación sintrófica del acetato en condiciones mesófilas se incrementa conforme aumenta la concentración de sales, principalmente amoníaco, y ácidos grasos volátiles (Schnürer, 1999).

Al respecto, los metanogénos hidrogenotróficos juegan un rol crucial en la eliminación constante de H2 y produciendo metano para hacer energéticamente posible la oxidación por organismos consumidores de H2. Así, la asociación sintrófica entre oxidadores de sustrato y metanógenos consumidores de H2 es indispensable para sostener el proceso completo de degradación anaeróbica (Luo, 2002).

Metanogénesis

En la naturaleza existen diversos tipos de sustrato que pueden emplearse para la producción de metano, sin embargo para el tratamiento de residuos animales, los más importantes son los del tipo de CO2 y acetato. En el primer caso se incluye como sustrato el CO2 que es reducido hasta metano utilizando hidrógeno como fuente de poder reductor (Madigan,2004) lo que se conoce como metanogénesis hidrogenotrófica (Ecuación 2)

C O2+4 H 2→

C H 4+2 H 2O

En el caso de la metanogénesis acetoclástica ocurre la ruptura de acetato hasta dióxido de carbono y metano (3):

C H 3 COO−¿+H 2 O

→C H 4+HC O3−¿ ¿¿

Sólo algunos metanógenos son acetotróficos pero aproximadamente dos tercios del metano generado en la metanogénesis de lodos activados deriva del acetato, y solamente un tercio lo hace a partir del anhídrido carbónico e hidrógeno (Boone, 1989) (Madigan, 2004).

Hay una diferencia considerable en la velocidad de degradación de acetato entre los dos mecanismos de producción de metano, sugiriendo que la oxidación sintrófica del acetato puede ser difícil de observar si ambos mecanismos se activan al mismo tiempo (Schnürer,1999).

Los metanógenos son los microorganismos clave responsables para el paso final de la degradación de materiales orgánicos en ambientes naturales con aceptores de electrones alternativos (Luo, 2002).

Los substratos para los metanógenos están limitados a un pequeño número de moléculas de bajo peso, tales como H2, CO2, formato, metanol, metilaminas y acetato pero la mayoría de la fuente de energía es suministrada por microorganismos fermentativos que son capaces de degradar sustratos como carbohidratos para producir H2 y acetato, los cuales serán convertidos a metano por los metanogénicos (Luo, 2002).

Factores operacionales que influyen en le proceso de degradación

Como todo proceso biológico, la digestión anaerobia se lleva a cabo cuando las condiciones ambientales favorecen las distintas interacciones bióticas. De acuerdo a Droste (Droste,1997), el control de la temperatura, el pH, la agitación, así como lo requerimientos nutricionales, el tiempo de retención hidráulicos y la caga orgánica alimentada, permite el adecuado funcionamiento del sistema. A continuación se detalla cada uno de estos parámetros.

Temperatura

La temperatura es uno de los parámetros que mayor influencia ejerce en la digestión anaerobia pues es la variable que controla la actividad de los microorganismos. De manera general, un aumento en la temperatura conlleva un incremento en las reacciones bioquímicas y enzimáticas de las células, acelerando se crecimiento. En el caso de una digestor, el incremento en la población bacteriana se traduce en una mayor velocidad de degradación de la materia orgánica y, por ende, mayor producción de biogás (Sewage,2003).

Existen dos rangos óptimos para la formación de metano: 1) mesofilico, de 25 a 40ºC y 2) termofilico, de 50 a 6ºC (Donoso-Bravo, 2009). A pesar de que al trabajar en la zona termofilica se acelera el proceso de digestión y se disminuye el tiempo de residencia del efluente, los costos energéticos son mayores, por lo que se prefiere operar en el rango mesofilico (Metcalf & Eddy, 2003).

Aunque la generación de metano es biológicamente posible a temperaturas altas como 100ºC, para cada especie existe una determinada temperatura a la cual se produce la desnaturalización de proteínas y otros componentes celulares, lo cual inhibe las reacciones y provoca la muerte bacteriana (Sewage, 2003). Es importante evitar cambios bruscos y prolongados en la temperatura pues la velocidad de crecimiento de las bacterias metanogénicas es mucho menor a la de los otros microorganismos de un biodigestor. El tiempo de reposición de esta comunidad es por ende mas largo, con lo que el sistema puede sufrir descanso en el pH y reducción en la generación de biogás.

Nutrientes

La lenta velocidad de crecimiento de las bacterias metanogénicas se traduce en menores requerimientos nutricionales comparados con los microorganismos aerobios (Metcalf &Eddy, 2003). Sin embargo, todas las comunidades bacterianas necesitan de macro-nutrientes para su desarrollo.

La composición de los microorganismos se asume usualmente como C5H7NO2, siendo el carbono y el nitrógeno la base estructural de las células, las cual les permiten la síntesis de enzimas y otros co-factores para llevar a cabo reacciones bioquímicas y metabólicas. En esta formula no se contempla el fosforo pero se ha demostrado que su contenido debe ser de alrededor de un quinto del contenido de nitrógeno (Droste, 1997). La cantidad de carbono se expresa en base a la demanda química de oxigeno; la relación másica DQO:N:P para un proceso de lodos activados es comúnmente 100:5:1 (Schuler, 2009).

Elementos traza tales como el sodio, potasio, calcio, magnesio, hierro, zinc, cobalto, entre otros, son necesarios para un a digestión anaerobia exitosa. Los residuos animales y vegetales, sustratos utilizados en el proceso, contienen normalmente estos nutrientes en cantidades adecuadas (Sewage, 2003).

Agitación

Aunque la digestión anaerobia conlleva un cierto grado de mezclado por el continuo burbujeo de metano a la superficie, esta mezcla natural puede ser insuficiente para la adecuada transferencia de masa en el reactor. El mezclado es un factor importante para el control del pH y el mantenimiento de ambientes favorables para el desarrollo bacteriano. Además permite la homogenización de la mezcla y la distribución uniforme de los agentes amortiguadores y del sustrato disponible (Droste, 1997). Sistemas de agitación mecánica, hidráulicos o recirculación puede ser utilizado para incrementar el contacto entre microorganismos y materia orgánica, mejorando de esta manera la eficiencia del proceso (Sewage, 2003).

Tiempo de residencia hidráulico y tiempo de retención de sólidos

Un factor de gran influencia en el proceso de digestión anaerobia es el tiempo de residencia hidráulico, definido como el tiempo requerido para tratar un volumen de alimentación igual el volumen del reactor medido en determinadas condiciones. El tiempo de residencia hidráulico esta definido de acuerdo a al ecuación 2.

τ=V R

V̇

Donde:

τ: tiempo de residencia hidráulico [d]

VR: volumen del reactor [m3]

V̇ feed: caudal de alimentación [m3/d]

El tiempo de retención de sólidos es el tiempo que los sólidos permanecen en el reactor respecto a la cantidad de sólidos que son retirados diariamente (Dogue, 1970). Es decir, indica el tiempo promedio que permanecen los sólidos en el reactor. En el caso de rectores de mezcla continua sin recirculación y en procesos de crecimiento suspendido, el tiempo de residencia hidráulico es igual al tiempo de retención de sólidos (Kiely, 1999). Sin embargo, un mínimo del tiempo de retención de sólidos es necesario para que los microorganismos se reproduzcan antes de ser extraídos del reactor (Droste, 1997). Por lo tanto, en este tipo de reactores es necesario determinar el tiempo de residencia hidráulico optimo para evita

problemas de inestabilidad en el proceso. TRHs demasiados cortos disminuyen la tasa de degradación de la materia orgánica debido a la limitada velocidad de crecimiento de los metanogenos, quienes no pueden procesar por completo los ácidos orgánicos volátiles producidos por las bacterias acidogénicas.

Influencia del pH

Un valor de pH no sólo mide las concentraciones del ion hidrógeno o el ion hidroxilo, sino que también determina la composición del nitrógeno amoniaco total; así mientras que amonio y iones hidrógeno (H+) se encuentran a bajos niveles de pH, amoníaco y iones hidroxilo dominan a altos pH (Sung, 2003). Beaty et al. (1989) reportan que la alta concentración de protones (bajos pH) no son responsables de la inhibición, más bien los efectos inhibitorios pueden atribuirse a la forma disociada de ácidos orgánicos como acetato y lactato.

La capacidad del "buffer" o amortiguamiento del pH a menudo se refiere como la alcalinidad en la digestión anaeróbica, el cual es el equilibrio del CO2 y los iones bicarbonato (HCO3-) que brindan resistencia a cambios significativos y rápidos en el pH y de esta manera la capacidad de amortiguamiento es proporcional a la concentración de bicarbonato (Ward, 2008) (Lansing, 2010)

La capacidad de amortiguamiento es un método más seguro de medición de desequilibrio del digestor que el pH, puesto que una acumulación de ácidos grasos reducirá significativamente la capacidad de amortiguamiento antes de que baje el pH (Ward, 2008).

En este caso, la alcalinidad es necesaria para evitar la caída del pH debido a la acumulación de ácidos grasos volátiles cuando se aplica una alta carga orgánica. Los digestores anaeróbicos trabajan en un amplio rango de valores de alcalinidad dependiendo del sustrato a ser degradado (Álvarez, 2010).

Las bacterias anaerobias, especialmente las metanogénicas son extremadamente sensibles a pH extremos. Por lo tanto, mantener el valor del pH estable en el digestor debe ser una prioridad para asegurar la adecuada digestión (Sewage, 2003). Autores como Metcalf & Eddy (Metcalf & Eddy, 2003) y Droste (Droste, 1997) reportan que el rango de pH requerido para procesos anaerobios debe ser cercano a la neutralidad, entre 6.5 y 7.5.

Cuando un digestor opera de manera optima, el pH se mantiene constante debido al uso de soluciones amortiguadoras y al consumo de los ácidos grasos volátiles por las bacterias metanogénicas. Los procesos anaerobios pueden operar en un amplio rango de concentraciones de ácidos grasos volátiles, desde 100 hasta 5000 mg/lm si hay un adecuado control de pH (Droste, 1997). Sin embargo, el consumo de los ácidos depende del equilibrio entre el proceso de acidogénesis y el de metanogénesis, el cual puede cambiar drásticamente debido a alteraciones en las condiciones ambientales, provocando la caída en

el valor del pH (Sewage, 2003). Altas concentraciones de ácidos pueden inhibir a las bacterias productoras de metano, deteniendo la generación de biogás. El equilibrio puede ser restablecido: 1) al incrementar la capacidad amortiguadora del sistema agregando algún álcali; 2) al detener o disminuir la alimentación del sustrato hasta que los metanogenos tengan el tiempo suficiente para consumir el exceso de ácidos volátiles, o 3) al utilizar de manera simultanea las dos rutas.

Ácidos volátiles

La concentración de ácidos volátiles, producto de fermentación, tiene una gran importancia en el proceso de la digestión, pues puede llegar a acidificar el fango provocando el fallo del proceso.

El aumento de la concertación de ácidos volátiles puede venir producido por sobrecarga de alimentación, o por una inhibición de las metanobacterias. A su vez, una gran concentración puede provocar la rotura de la capacidad tampón del fango, disminución del pH y, en consecuencia, inhibición de las bacterias formadoras de metano.

Inhibición del proceso

Problemas tales como la baja producción de metano y la inestabilidad del proceso a menudo se encuentran en la digestión anaeróbica, una amplia variedad de sustancias inhibitorias pueden causar un trastorno o la falla de un digestor anaeróbico considerando que estas sustancias están presentes en concentraciones sustanciales en los residuos, lodos y aguas residuales (Chen, 2008).

Un material puede juzgarse como inhibidor cuando causa un cambio adverso en la población microbiana o inhibición del crecimiento bacteriano (Chen, 2008).

Los inhibidores más comunes en los digestores anaeróbicos incluyen el amoniaco, sulfuro, iones metálicos ligeros, metales pesados y compuestos orgánicos.

También mecanismos como el antagonismo, sinergismo, aclimatación y complejidad pueden afectar significativamente el fenómeno de inhibición (Chen, 2008).

La principal inestabilidad asociada con la digestión anaeróbica de residuos animales es la inhibición por amoniaco. El amoníaco es uno de los compuestos de hidrólisis formados durante la degradación de materiales orgánicos proteínicos (Chen, 2008) (Sung, 2003). Los mecanismos que se han propuesto para describir la inhibición por amoniaco van desde un cambio en el pH intracelular, incremento en los requerimientos de energía de mantenimiento e inhibición de una reacción enzimática específica (Chen, 2008). La inestabilidad del proceso debido al amoniaco a menudo resulta en una acumulación de

ácidos grasos volátiles (AGV) lo cual otra vez conduce a una reducción del pH y disminuye la concentración de amoniaco libre.

Para la remoción de amoniaco se pueden emplear métodos fisicoquímicos como la precipitación química, incremento del tiempo de retención de biomasa (Chen, 2008) o dilución del sustrato (Nielsen, 2008). Recientemente, (Abouelenien, 2010) utilizaron un dispositivo para recircular el biogás producido por una solución de ácido sulfúrico 2 N para remover hasta el 82% del amoniaco producido.

Ciertos iones como Na+, Ca2+ y Mg2+ se encontraron antagonistas de la inhibición por amoniaco, en particular el sodio y el amoniaco mostraron un antagonismo mutuo en donde uno de ellos puede antagonizar la toxicidad producida por el otro (Chen, 2008). Se ha propuesto que la falta de iones metálicos como el Ni2+ y Cu2+ también puede inhibir completamente la acetogénesis y la metanogénesis (Tang, 2005).

Otro compuesto importante que puede causar inhibición es el sulfato, la reducción de sulfato se lleva a cabo por dos grupos de bacterias reductoras del sulfato (SRB): oxidantes incompletos y oxidantes completos; además dos fases de inhibición existen como resultado de la reducción del sulfato: competencia por sustratos orgánicos e inorgánicos comunes de SRB que suprimen la producción de metano y la toxicidad del sulfuro a varios grupos bacterianos (Chen, 2008).

Los niveles de inhibición del sulfuro van de 100 a 800 mg·L-1 de sulfuro disuelto (Chen,2008). Varios procesos pueden aplicarse para promover la remoción de sulfuro disuelto, una puede ser diluir la corriente de las aguas residuales aunque se considera indeseable porque incrementa el volumen a tratar, otra opción puede ser incorporar un paso de remoción de sulfuro en el proceso como técnicas fisicoquímicas, reacciones químicas (coagulación, precipitación, oxidación) o conversiones biológicas (Chen, 2008).

Altos niveles de sal también pueden causar deshidratación de las células bacterianas inhibiendo el proceso, la toxicidad de las sales predomina por la presencia de los cationes, entre los más importantes: sodio, potasio, calcio y magnesio (Chen, 2008).

El Ca2+ es moderadamente inhibitorio a concentraciones de 2.5-4 g·L-1, pero es un fuerte inhibidor a concentraciones de 8 g·L-1 aunque la adición de calcio puede tener impactos positivos en los reactores cuando se desea aumentar la retención de la biomasa (Chen,2008).

Los iones magnesio (Mg2+) a altas concentraciones muestran un estímulo en la producción de células aisladas, sin embargo, estas células aisladas muestran una alta sensibilidad a la lisis lo que crea un factor importante en la pérdida de la actividad acetoclástica (Chen,2008). Altos niveles de potasio extracelular (1 M) conducen a una afluencia pasiva de iones

potasio que neutralizan el potencial de la membrana, bajas concentraciones (< 400 mg·L-1) mejoran en rendimiento del reactor en rangos mesófilos y termofílicos (Chen, 2008). El sodio, magnesio y amoniaco mitigan la toxicidad del potasio (Chen, 2008). A bajas concentraciones, el sodio es esencial para los metanógenos, el IC50 (concentración para inhibir el 50% de la actividad) para la inhibición por sodio se ha reportado entre 5.6 y 53 g·L-1 dependiendo del periodo de adaptación, sustrato, etc. (Chen, 2008).

Los metales pesados que tienen un efecto de interés son el cromo, hierro, cobalto, cobre, zinc, cadmio y níquel los cuales no son biodegradables pero que pueden estar involucrados en muchos procesos fisicoquímicos y su efecto tóxico se atribuye a disturbios de las funciones enzimáticas, además esta toxicidad esta mejor correlacionada a la concentración en forma libre iónica del metal siendo mayor el efecto de Cu, Zn y Ni en orden decreciente (Chen, 2008), aunque el cobalto ha resultado ser necesario como factor de crecimiento en la digestión termofílica de vinaza (Agler, 2008). Los métodos más importantes para mitigar su toxicidad son la precipitación, absorción y quelación siendo el sulfuro el principal agente de precipitación de metales pesados (Chen, 2008). El mecanismo de inhibición del aluminio se debe a su competencia con hierro y manganeso o su adhesión a la membrana o pared celular microbiana, así acetogénicos y metanogénicos son inhibidos por la adición de Al(OH)3 (Chen, 2008).

Un amplio rango de compuestos orgánicos pueden inhibir el proceso anaeróbico, entre ellos; clorofenoles, alifáticos halogenados, aromáticos, ácidos grasos de cadena larga y compuestos lignocelulosicos; los parámetros que afectan la toxicidad de los compuestos orgánicos incluyen la concentración del tóxico, concentración de la biomasa, tiempo de exposición al tóxico, edad de la célula patrón de alimentación, aclimatación y temperatura (Chen, 2008).

Las ácidos grasos de cadena corta son un intermediario clave del proceso de digestión anaeróbica pero también son capaces de inhibir la metanogénesis a altas concentraciones principalmente propiónico y butírico, la razón aquí es que los metanógenos no son capaces de metabolizar el acético producido hasta que el número de metanogénicos se incremente lo suficiente (Ward, 2008).

Así mismo, los ácidos grasos de cadena larga (AGCL) han mostrado la inhibición del proceso siendo más sensible en los metanógenos aunque la adición equimolar de cloruro de calcio impide su inhibición (Roy, 1985), además de que la inhibición por AGCL parece ser un fenómeno reversible (Palatsi, 2010).

Concentraciones de acetato inicial en un cultivo arriba de 25 mM, así como el benzoato y el lactato (10 mM) inhibe el crecimiento de S. wolfeii, alterando el flujo de electrones en co-cultivos que catabolizan el crotonato, resultando en menos formación de metano y más butirato y caproato (Beaty, 1989).

La co-digestión con otros residuos, la adaptación de los microorganismos a la sustancia inhibitoria y la incorporación de métodos para remover o contrarrestar los tóxicos antes de la digestión anaeróbica puede mejorar significativamente la eficiencia del tratamiento debido a que metanógenos y acidogénicos tienen su propio pH óptimo y pueden darse las condiciones adecuadas a cada uno (Chen, 2008).

Procesos físico-químicos

El sistema fisicoquímico puede definirse como procesos no biológicamente mediados que ocurren comúnmente en reactores anaeróbicos (Batstone, 2002). Hay tres amplios tipos de procesos fisicoquímicos que se dividen de acuerdo a su velocidad cinética:

Procesos líquidos unifásicos (asociación disociación de iones) Procesos de gas-liquido (transferencia de líquido a gas) Procesos líquido-sólido (precipitación/solubilización)

Los procesos líquidos unifásicos involucran la asociación y disociación de iones con iones hidrógeno e hidróxido, hay un número importante de compuestos los cuales tienen un pKa (coeficiente de disociación) cercano a las condiciones de pH de operación de los sistemas anaeróbicos (Batstone, 2002). En los procesos gas-líquido, son tres los principales componentes del gas que se consideran significativos como intermediarios y que tienen un fuerte efecto en los procesos biológicos (Batstone, 2002):

H2 (relativamente baja solubilidad) CH4 (relativamente baja solubilidad) CO2 (relativamente alta solubilidad)

Tratamiento de co-sustratos (co-digestión)

La co-digestión es un método de tratamiento de residuos donde diferentes tipos de residuos se tratan juntos (Angelidaki, 1997). La idea de la co-digestión ofrece varias ventajas ecológicas, tecnológicas y económicas, de esta forma se puede mejorar el tratamiento de residuos orgánicos a través de la digestión anaeróbica, sin embargo es muy importante establecer el mejor combinación con el fin de maximizar la producción de metano, evitar la inhibición del proceso y hacer rentables las plantas de biogás (Álvarez, 2010). Una razón particularmente fuerte de la co-digestión es la mejora de la relación carbono/nitrógeno (C:N) del sustrato considerando que los microorganismos utilizan una relación C:N de 25-30:1, la co-digestión de lodos de aguas residuales con residuos agrícolas puede mejorar la producción de metano así como la codigestión de estiércol de vacas con residuos sólidos municipales (Ward, 2008).

Tradicionalmente, el estiércol animal se utiliza como materia prima única para la mayoría de los digestores para la recuperación de energía (producción de biogás).

Aunque conveniente y factible, se ha reconocido que solamente el uso del estiércol animal puede no representar la forma más eficiente de producir biogás debido a su inherente deficiencia de carbono, es decir, una relación C:N baja (Wu, 2010), aunque hay autores que mencionan que el reducido rendimiento del biogás de este material, a veces no justifica los costos de capital a nivel de granjas no obstante la productividad del biogás puede ser dramáticamente incrementada introduciendo co-sustratos ricos en energía al digestor anaeróbico (maíz, pastos, pan, frutas, etc.) (Cavinato, 2010).

En el estudio de (Magbanua, 2001) los rendimientos superiores del biogás y el metano de tratamientos que combinan estiércol de cerdo y estiércol avícola demuestran que la co-digestión de estos residuos es viable en comparación a un tratamiento individual para cada uno de ellos, aunque se incluye la posibilidad de que el estiércol de cerdo pudiera suministrar metanógenos al sistema.

Un potencial de biodegradación alto (321 LCH4·kgCOD-1) ha sido reportado por Álvarez et al. (2010) utilizando una mezcla compuesta de 84% de estiércol de cerdo, 5% de residuos de pescado y 11% de residuos del biodiesel, mientras que la velocidad de la velocidad de producción de metano más alta se logro con una mezcla de 88% de estiércol de cerdo, 4% de residuos de pescado y 8% de residuos del biodiesel (16.4 LCH4·kgCOD-1·d-1). De la misma forma, la co-digestión anaeróbica del glicerol y aguas residuales provenientes de la elaboración del biodiesel ha mostrado ser una buena alternativa para el tratamiento y revalorización de desechos (Siles, 2010). Los rendimientos altos de de biogás y metano observados en la co-digestión de estiércol y residuos agrícolas comparados solo con el estiércol solo puede atribuirse al hecho de que los sólidos volátiles en los cultivos son degradados más fácilmente que en el estiércol pues la parte fácilmente biodegradable ha pasado a través del tracto digestivo de los animales y ha sido digerido (Wu, 2010).

Co-digestión con estiércol de vaca

La co-digestión de la fracción orgánica de residuos sólidos municipales y estiércol de vaca tienen un aparente efecto sinérgico el cual supera el desequilibrio en nutrientes y mejora la biodegradación, este efecto resulta en altos rendimientos de metano comparado con la digestión anaeróbica de estiércol de vaca como sustrato simple (Macias-Corral, 2008).

El aceite de colza (en proporción de 2 % a 3.5 % v/v) como co-sustrato con el estiércol de vaca parece mostrar una influencia positiva en la producción de biogás y en el contenido de metano, lo que significa que los metanogénicos son fuertemente beneficiados de un influente con alta proporción de lípidos (Lübken, 2007).

La co-digestión del estiércol de vaca y residuos de alimentos puede mejorar el rendimiento de biogás (hasta 531 L·kgSV) a comparación del uso solo del estiércol (hasta 436 L·kgSV),

además de que la co-digestión con residuos de alimentos puede reducir la acumulación de intermediarios durante los periodos iniciales de digestión (El-Mashad, 2010).

No obstante, la producción de metano puede disminuir hasta en un 48% cuando la proporción estiércol de vaca/ensilado se usa una proporción 70:30, recomendándose el uso de una proporción estiércol/ensilado 80:20 con lo que se logra un rendimiento de metano de 249 LCH4/kgSV (Comino, 2010).

Productos finales

El biogás y el efluente estabilizado son los principales productos de la digestión anaeróbica.

Producción de biogás:

El denominado biogás es una mezcla gaseosa que se obtiene de la descomposición de la materia orgánica en condiciones anaeróbicas y cuyos principales componentes son el metano (55-65%) y el anhídrido carbónico (35-45%) y en menor proporción, nitrógeno, (0-3%), hidrógeno (0-1%), oxígeno (0-1%) y sulfuro de hidrógeno (trazas) que se producen como resultado de la fermentación de la materia orgánica en ausencia de aire por la acción de un microorganismo.

C6H12O6 3 CO2 + 3CH4 + 34.4 calorías

El proceso de digestión anaerobia produce de 400 a 700 litros de gas por cada kilogramo de materia volátil destruida, según sean las características del fango.

El biogás del digestor (debido al metano) posee un poder calorífico aproximado de 4,500 a 5,600 Kcal/m3. El poder calorífico del biogás está determinado por la concentración de metano (8,500 Kcal/m3), pudiéndose aumentar eliminando todo o parte del CO2 presente en el biogás. La producción total de gas depende fundamentalmente de la cantidad de alimento consumido por las bacterias o, dicho de otra forma, de la cantidad de sustrato eliminado en el proceso.

Efluentes

Además de generar gas combustible, la fermentación anaerobia de la materia orgánica produce un residuo orgánico de excelentes propiedades fertilizantes (fertilizantes orgánicos ricos en nitrógeno, fósforo y potasio), evitando en esta forma la competencia que se podría presentar con el aprovechamiento tradicional de los residuos animales y agrícolas con fines fertilizantes o como combustibles. La composición del bioabono en promedio tiene 8.5% de materia orgánica, 2.6% de nitrógeno, 1.5% de fósforo, 1.0% de potasio y un pH de 7.5 (Botero y Thomas, 1987). En el caso del nitrógeno, buena parte del mismo, presente en el

estiércol en forma de macromoléculas es convertido a formas más simples como amonio (NH4+), las cuales pueden ser aprovechadas directamente por la planta.

El bioabono sólido o líquido no posee mal olor, a diferencia del estiércol fresco, tampoco atrae moscas y puede aplicarse directamente al campo en forma líquida, en las cantidades recomendadas (McCaskey, 1990); o bien, el bioabono sólido puede deshidratarse y almacenarse para usarlo posteriormente teniendo en cuenta que al deshidratarse puede haber pérdidas por volatilización de hasta 60%, sobre todo de nitrógeno (Day, 1987). De acuerdo con Mandujano (1981), un metro cúbico de bioabono producido y aplicado diariamente, puede fertilizar más de 2 ha de tierra por año y proporcionar hasta 200 kg N ha-1 de los que estarán disponibles en el primer año entre 60 y 70 kg. El bioabono no deja residuos tóxicos en el suelo, eleva la calidad del mismo y puede considerarse como un buen fertilizante que puede competir o complementarse con los fertilizantes químicos.

Ventajas de los biodigestores y biofertilizante

Se optimiza el material orgánico utilizado, ya que se captan todos los productos y subproductos (gases y líquidos con sólidos disueltos) generados en la degradación, por lo cual existe poca pérdida de elementos nutritivos, cosa que no sucede en la biodegradación aerobia.

Los residuos orgánicos obtenidos después de la biodegradación anaerobia (efluente) tienen mayor riqueza nutricional que los obtenidos en la biodegradación aerobia (Noyola y Monroy, 1994).

Desventajas de los biodigestores y biofertilizante

El material orgánico obtenido de este tipo de biodegradación es líquido.

Al aplicarse en forma líquida en suelos permeables existe mucha pérdida por lixiviación de algunos de sus componentes.

Es necesario tener el suelo húmedo para hacer la aplicación del efluente porque si el suelo está seco existe gran pérdida de nitrógeno del efluente por volatilización (Feigin et al., 1991).

Usos del biogás

En principio el biogás puede ser utilizado en cualquier equipo comercial diseñado para uso con gas natural. El gráfico que se encuentra a continuación resume las posibles aplicaciones.

Figura 3: Usos del biogás

Principios de la combustión

El biogás mezclado con aire puede ser quemado en un amplio espectro de artefactos descomponiéndose principalmente en CO2 y H2O. La combustión completa sin el exceso de aire y con oxígeno puro, puede ser representada por las siguientes ecuaciones químicas:

CH4 + 2O2 CO2 + 2 H2O

H2S + 3/2 O2 SO2 + H2O

CO2 CO2

El requerimiento de aire mínimo seria del 21% pero esta cifra debe ser aumentada para lograr una Buena combustión.

La relación aire-gas puede ser ajustada aumentando la presión del aire, incrementando la apertura de la válvula dosificadora de gas (el biogás requiere de una apertura 2 a 3 veces mayor a la utilizada por el metano puro y modificado la geometría del paso de aire desde el exterior).

Debido al contenido de dióxido de carbono, el biogás tiene una velocidad de propagación de la llama lenta, 43 cm/seg y por lo tanto la llama tiende a escaparse de los quemadores.

La presión para un correcto uso del gas oscila entre los 7 y los 20 mbar. Se debe tener especial cuidado en este aspecto debido a que se deberán calcular las perdidas de presión de salida del gasómetro (adicionalmente contrapesos en el caso de gasómetros flotantes).

Diferentes aplicaciones del biogás

En el cuadro se han listado los principales artefactos que utilizan biogás juntamente a su consumo medio y su eficiencia.

Tabla 1. Aplicaciones del biogás.

Artefacto Consumo Rendimiento

Quemador de cocina 300-600 l/h 50-60

Lámpara de gas (60W) 120-170 l/h 30-50

Frigorífico de 100l -30-75 l/h 20-30

Motor a gas 0.5 m3/kWh o Hph

25-30

Quemador de 10kW 2 m3/h 80-90

Co-generador 1 kW elect.

0.5 m/kWh

2 kW térmica

Hasta 90

Las cocinas y calentadores son fácilmente modificables, agrandando el paso del gas de los quemadores. La amplia disponibilidad de este tipo de equipos hace promisoria e interesante su utilización a gran escala

Las lámparas a gas tienen una muy baja eficiencia y el ambiente donde se las utilice debe estar adecuadamente ventilado para disipar el calor que generan.

Los frigoríficos domésticos constituyen un interesante campo de aplicación directo del biogás debido a que tienen un consumo parejo y distribuido a lo largo de las 24 horas del día lo cual minimiza la necesidad de almacenaje del gas. Recientemente se han desarrollado equipos para el enfriamiento de leche y/u otros productos agrícolas lo que abre un importante campo de aplicación directa y rentable del mismo.

El biogás puede ser utilizado en motores de combustión interna tanto a gasolina como diesel. El gas obtenido por fermentación tiene un octanaje que oscila entre 100 y 110 lo cual lo hace muy adecuado para su uso en motores de alta relación volumétrica de compresión, por otro lado una desventaja es su baja velocidad de encendido.

En los motores de Ciclo Otto el carburador convencional es reemplazado por un mezclador de gases. Estos motores son arrancados con nafta y luego siguen funcionando con un 100% de biogás con una merma del la potencia máxima del 20% al 30%.

A los motores de Ciclo Diesel se les agrega un mezclador de gases con un sistema de control manteniendo el sistema de inyección convencional. De esta manera estos motores pueden funcionar con distintas proporciones de biogás diesel y pueden convertirse fácil y rápidamente de un combustible a otro lo cual los hace muy confiables. El gasoil no puede ser reemplazado en los motores funcionando a campo del 85% al 90%, debido a que la autonomía conseguida menor comparada con la original.

La proporción de H2S en el biogás causa deterioros en las válvulas de admisión y de escape de determinados motores obligando a un cambio más frecuente de los aceites lubricantes. El grado de deterioro en los motores varía considerablemente y los resultados obtenidos experimentalmente suelen ser contradictorios.

Los motores a biogás tienen amplio espectro de aplicación siendo los más usuales el bombeo de agua, el picado de raciones y el funcionamiento de ordeñadoras en el área rural. El otro uso muy generalizado es su empleo para activar generadores de electricidad.

Un párrafo aparte merecen los sistemas de cogeneración. Dichos sistemas buscan la mayor eficiencia en el aprovechamiento de la energía contenida en el biogás.

En estos casos la potencia mecánica provista por el eje del motor es aprovechada para generar electricidad a través de un generador. Simultáneamente y por medio de una serie de intercambiadores de calor ubicados en los sistemas de refrigeración (agua y aceite) del motor y en la salida de los gases de escape, se recupera la energía térmica liberada en la combustión interna. De este modo se logra un mejor aprovechamiento de la energía.

La difusión de estos sistemas estará condicionada por la rentabilidad final. Sin embargo representa la utilización más racional del biogás ya que se obtiene una forma de energía

extremadamente dúctil como la electricidad al mismo tiempo que una fuente de calor muy necesaria para la calefacción de digestores en zonas frías.

El uso vehicular del biogás es posible y en la realidad se ha empleado desde hace bastante tiempo. Sin embargo su difusión está limitada por una serie de problemas:

A fin de permitir una autonomía razonable el gas por su volumen debe ser almacenado en contenedores cilíndricos de alta presión (200 a 300 bar); este tipo de almacenamiento implica que el mismo deba ser purificado antes de su compresión.

La conversión de los motores es cara y el peso de los cilindros disminuye la capacidad de carga de los vehículos.

Otra aplicación del biogás es la generación de energía mediante calderas y turbinas de gas. Un caso especial de este tipo de generación es el del vertedero controlado de Bouqueval/Plessis-Gassot, el cual se encuentra a unos 20km al norte de París. La producción total de biogás se eleva a 13.000 m3/hora, de los que se valorizan 10.000 m3 para producir 10 MW/hora de electricidad, es decir, el consumo medio de una ciudad de 30.000 habitantes. Tras su captación y control, los 10.000 m3 de biogás que se producen en el vertedero controlado de Bouqueval se queman en tres calderas. Los quemadores de estas calderas se adaptan automáticamente a la cantidad y a la calidad del biogás entrante, es decir, a su contenido en metano. Cada una de las calderas suministra 30 toneladas de vapor a 380° C, a una presión de 40 bares. Este vapor pone en marcha la turbina que gira a 7.500 rpm, conectada a su vez a un alternador que, produce cerca de 20.000 voltios de electricidad. Una turbina de vapor transforma la energía del flujo de vapor de agua en energía mecánica. Al pasar por las toberas de la turbina, se reduce la presión del vapor (se expande) aumentando así su velocidad. Este vapor a alta velocidad es el que hace que los álabes móviles de la turbina giren alrededor de su eje al incidir sobre los mismos.

Figura 4: Turbina de biogás

Tipos de biodigestores

Hay muchos tipos de plantas del biogás pero los más comunes son el dosel flotante (indio) y el domo fijo (chino). La pobre aceptabilidad de muchos de estos biodigestores ha sido principalmente debida a los costos altos, la dificultad de instalación y problemas en la consecución de las partes y repuestos.

Pozos sépticos

Es el más antiguo y sencillo digestor anaerobio que se conoce, utilizado normalmente para la disposición de aguas residuales domésticas. Se cree que de allí deriva el uso potencial de los gases producidos por la fermentación anaeróbica, para el uso doméstico.

Para la correcta operación de estos pozos es requisito indispensable aislar las aguas servidas que caen en él, de las que contienen jabón o detergentes. El efecto de los jabones y en especial los detergentes, inhibe la acción metabólica de las bacterias, razón por la que los pozos se colmatan con rapidez y dejan de operar, haciendo necesario destaparlos frecuentemente para recomenzar la operación.

Cuando no es posible separar las aguas negras de las jabonosas, como en el alcantarillado urbano, es necesario hacer un tratamiento químico con polímetros a esta agua a fin de solucionar el problema antes de iniciar la fermentación anaeróbica.

Biodigestor de domo flotante (India)

Este biodigestor consiste en un tambor, originalmente hecho de acero pero después reemplazado por fibra de vidrio reforzado en plástico (FRP) para superar el problema de corrosión. Normalmente se construye la pared del reactor y fondo de ladrillo, aunque a veces se usa refuerzo en hormigón. Se entrampa el gas producido bajo una tapa flotante que se desplaza por una guía central. Este biodigestor trabaja a presión constante y es muy fácil su operación ya que fue ideado para ser manejado por campesinos de muy poca preparación. El reactor se alimenta semi-continuamente a través de una tubería de entrada.

Figura 5: Biodigestor domo flotante

Biodigestor de domo fijo (Chino)

Este reactor consiste en una cámara de gas de volumen constante construida de ladrillos, piedra u hormigón. La cúpula y el fondo son hemisféricos y están unidos por lados rectos. La superficie interior es sellada por muchas capas delgadas de mortero para hacerlo firme. La tubería de la entrada es recta y los extremos nivelados. Hay un tapón para inspección en la cima del digestor que facilita el limpiado. Se guarda el gas producido durante la digestión bajo el domo que al no ser flexible varía los volúmenes del digestor en la cámara del efluente, con presiones en el domo entre 1 y 1.5 m de agua. Esto crea fuerzas estructurales bastante altas y es la razón por lo que la cúpula y el fondo deben ser redondos. Se necesitan materiales de alta calidad y recursos humanos costosos para construir este tipo de biodigestor. Más de cinco millones de biodigestores se han construido en China y ha funcionado correctamente (FAO, 1992) pero, desgraciadamente, la tecnología no ha sido tan popular fuera de China.

Esta instalación tienen como ventaja su elevada vida útil (pueden llegar como promedio a 20 años), siempre que se realice un mantenimiento sistemático.

Figura 6: Esquema del digestor chino: 1. tubería de salida del gas; 2. Sello removible; 3. Tapa móvil; 4. Entrada; 5. Tanque de desplazamiento; 6. Tubería de salida; 7. Almacenamiento de gas; 8. Materia orgánica.

Biodigestor de estructura flexible

La inversión alta que exigía construir el biodigestor de estructura fija resultaba una desventaja limitante para el bajo ingreso de los pequeños granjeros. Esto motivó a ingenieros en la Provincia de Taiwán alrededor de 1960 (FAO, 1992) a hacer biodigestores de materiales flexibles más baratos. Inicialmente se usaron nylon y neopreno pero demostraron ser relativamente costoso. Estos materiales fueron reemplazados después por polietileno (generalmente una lámina de plástico de las que se usan en los invernaderos) menos costoso y que es ahora el material más comúnmente usado en América Latina, Asia y África. Desde 1986, el Centro para la Investigación en Sistemas Sustentables de Producción Agrícola (CIPAV), ha estado recomendando biodigestores de plástico económico como la tecnología apropiada por hacer mejor uso de excrementos del ganado, reduciendo la presión así en otros recursos naturales.

En este digestor el gas se acumula en la parte superior de la bolsa, parcialmente llena con Biomasa en fermentación; la bolsa se va inflando lentamente con una presión de operación baja, pues no se puede exceder la presión de trabajo de la misma.

Figura 7: Biodigestor de polietileno

Digestor flotante

Un rasgo innovador de usar polietileno tubular es que los biodigestores pueden localizarse para flotar en cualquier superficie de agua, con la mitad sumergida, su boca se localiza sobre el nivel de agua más alto, mientras la toma de corriente debe ajustarse a un objeto flotante, como un coco seco o un recipiente de plástico. En Vietnam más de 5% de los biodigestores flotantes se ubican en estanques que facilitan su instalación, generalmente donde el espacio de las granjas es limitado.

Figura 8: Biodigestor flotante

Digestor con tanque de almacenamiento tradicional y cúpula de polietileno

Otro tipo de planta de producción de biogás que ha logrado disminuir los costos hasta un 30 % con respecto a los prototipos tradicionales, es la que se caracteriza por tener una estructura semiesférica de polietileno de película delgada en sustitución de la campana móvil y la cúpula fija, y un tanque de almacenamiento de piedra y ladrillo como los empleados en los prototipos tradicionales. Este tipo de instalación posee a su favor que resulta más económica que los sistemas tradicionales; por ejemplo, una instalación de 4 m3 puede costar, aproximadamente, $550 USD, y la estructura de polietileno flexible puede llegar a alcanzar hasta diez años de vida útil.

Figura 9: Digestor con tanque de almacenamiento tradicional y cúpula de polietileno.

Digestores de alta velocidad o flujo inducido

Estos son los utilizados comúnmente en instalaciones industriales o semindustriales. Generalmente trabajan a presión constante, por lo que se podrían catalogar como digestores tipo hindú modificado.

Se diferencian de los digestores convencionales en que se les ha agregado algún tipo de agitación mecánica, continua o intermitente, que permite al material aún no digerido, entrar en contacto con las bacterias activas y así obtener buena digestión de la materia orgánica, con tiempos de retención hidráulica relativamente cortos, de hasta 15 días (ver fig. 12). Esto se consigue gracias a la desintegración de partículas grandes en otras más pequeñas, que aumentan el área de contacto y por lo tanto la velocidad de digestión.

Este es un concepto nuevo dentro de la tecnología de fermentación anaeróbica, combina las ventajas de varios tipos de digestores en una sola unidad, facilitando el manejo y procesamiento de material biodegradable de diverso origen y calidad.

Figura 10: digestores de tercera generación

CAPITULO 3

MATERIALES Y MÉTODOS

Revisión de nomas para los métodos analíticos

Actualmente no existen normas para un producto como lo que se obtendrá de la digestión anaerobia, es un producto que una ve estabilizada puede utilizarse como fertilizante en forma seca. El producto más parecido es la composta de la cual tampoco existen normas, solo un proyecto de normas propuesto por el estado de México. Por esta razón se están tomando como base las técnicas analíticas de las normas de suelo y aguas residuales, las cuales se enlistan en la tabla 5. Las normas citadas en la tabla son adaptadas a las características dela materia orgánica, al proceso de fermentación y la caracterización del producto obtenido al final de la fermentación.

Tabla 15. Normas utilizadas para el análisis de las muestras del efluente.

Parámetros Norma Método utilizado

Humedad NMX-AA-016-1984

Materia orgánica NMX-AA-021-1985

Demanda química de oxigeno (DQO) NMX-AA-030-SCFI-01

Sólidos totales, volátiles y fijos NMX-AA-034-SCFI-01

Coliformes totales (NMP) NMX-AA-042-1987

Nitrógeno

Alcalinidad NMX-AA-0-

pH NMX-AA-0-

Contenido de humedad

La importancia del contenido de agua que presenta un solido representa junto con la cantidad de aire una de las características mas importantes para explicar el comportamiento

de este, como por ejemplo cambios de volumen, cohesión, estabilidad mecánica. El método tradicional de determinación de la humedad en laboratorio, es por medio del secado a horno, donde la humedad de un dolido es la relación expresada en porcentaje entre el peso del agua existente en una determinada masa del solido y el peso de las partículas solidas.

Materia orgánica

Procedimiento

Se toma un volumen de 20 ml de lixiviados provenientes del digestor anaerobio Posteriormente se evapora en una estufa a 100ºC durante 24 horas, unas vez

obtenido el material seco, se pasa a un desecador. Correr simultáneamente un blanco por cada serie para obtener el factor de

corrección. Triturar la muestra en un mortero hasta obtener una consistencia similar al talco. Pesar 0.1 g de la muestra y transferirlos a un matraz erlenmeyer de 250 ml o mayor. Agregar 10 ml de dicromato de potasio 1N Agregar 20 ml de acido sulfúrico concentrado 98 % Agitar energéticamente durante un minuto Dejar reposar durante 30 minutos Posteriormente agregar 100 ml de agua destilada Agregar 10 ml de acido fosfórico 95 % Añadir 0.5 ml de difenilamina 1% Titular con sulfato ferroso 0.5 N hasta que vire de violeta obscuro a verde.

Cálculos

El porcentaje de materia orgánica se calcula con la siguiente formula:

materia organicaen %=(V 1+N 1−VNF )K

P

Donde:

V1= volumen de solución de dicromato de potasio empleada en la muestra en ml.

N1= normalidad de la solución de dicromato de potasio

V= volumen de solución de sulfato ferroso gastado en la titulación de la muestra en ml

N= normalidad de la solución de sulfato ferroso

P= peso de la muestra en g

K= 0.69 = 0.003 1.72/0.74 * 100; en donde 0.003 = mini equivalentes del carbono.

0.74 = factor de recuperación

1.72 = factor para convertir el % de carbono en % de materia orgánica

F= factor de corrección y se obtiene por la siguiente formula

F=V 0 N1

V B N

Donde:

Vo= volumen de solución de dicromato de potasio empleado en blanco en ml.

VB= volumen de sulfato ferroso gastado en la titulación del blanco en ml

Nota: la diferencia máxima permisible entre dos series de prueba, no debe excederse de 2 % en los resultados, en caso contrario repetir la determinación.

Demanda Química de Oxigeno (DQO)

Procedimiento

Transferir una muestra de 20 ml (o dilución) al matraz de bola de 500 ml agregar una cantidad adecuada de sulfato mercúrico (aproximadamente a g, la relación de sulfato mercúrico/cloruros debe ser 10 a 1) y algunas perlas de vidrio. Adicionar una alícuota de 10 ml de la disolución estándar de dicromato de potasio 0.0417 M y mezcla mediante un movimiento circular. Se pueden utilizar cantidades menores de muestra conservando la proporción de los reactivos.

Conectar el matraz de bola al condensador tipo friedrich y hacer circular el agua de enfriamiento con ayuda de una bomba de recirculación.

Por el extremo superior del condensador agregar lentamente 30 ml de la disolución de acido sulfúrico-sulfato de plata.

Calentar el matraz que contiene la mezcla y mantener a reflujo durante 2 horas a partir del momento en que empieza a ebullir. Dejar enfriar y lavar el condensador con agua.

Añadir agua por el extremo superior del condenador hasta completar un volumen aproximadamente de 150 ml, retirar el matraz del condensador y enfriar a temperatura ambiente.

Agregar 3 gotas de disolución indicadora de ferroin como indicador y titular con la disolución de sulfato ferroso amoniacal 0.25 M. tomar como punto final el primer cambio de color de azul verdoso a café rojizo.

Llevar simultáneamente un testigo preparado con el agua usada para las diluciones.

Cálculos

DQO(mg O2

l )=((V ¿¿1−V 2)∗M )∗8000

V 3

¿

Donde:

V1 = volumen en ml de la disolución de sulfato ferroso amoniacal requerido para la valoración del testigo

V2 = volumen en ml de la disolución de sulfato ferroso amoniacal requerido la valoración de la muestra

V3 = volumen de la muestra

M = molaridad de la disolución de sulfato ferroso amoniacal utilizada en la determinación

Digestión anaerobia de 4 reactores de 1100 ml y 2 de 600 ml

Alcalinidad

Procedimiento Transferir 10 ml de muestra en un matraz erlenmeyer de 250 ml. Adicionar 2 gotas de disolución indicadora de fenolftaleína. Titular con la disolución valorada de acido (0.02 N) hasta el vire de la fenolftaleína

(de rosa a incoloro), registrar los mililitros gastados (alcalinidad a la fenolftaleína) Adicionar 2 gotas de la disolución indicadora de naranja de metilo Continuar con la titulación hasta alcanzar del naranja de metilo (de canela a

amarillo) Registrar los volúmenes para ambos puntos finales. Calcular la alcalinidad, tomando en cuanta el vire de los indicadores.

CálculosCalcular la acidez total como CaCO3 en mg/l mediante la siguiente formula:

Ecuación 1:

Alcalinidad total comoCaC O3en mg

l= A∗N

10( 50)∗(1000)

Donde:

A: es el volumen total gastado de acido en la titulación al vire del anaranjado de metilo en ml.

N: es la normalidad de la disolución de acido.

10: es el volumen de la muestra en ml.

50: es el factor para convertir eq/l a mg CaCO3/l

1000. es el factor para convertir ml a l.

pH

Procedimiento Calibración del instrumento:

- Para ello se debe seguir las instrucciones del medidor de pH. En la calibración se usan como mínimo 2 de las soluciones buffer, cuyos valores de pH veden cubrir el rango de pH esperado por la muestra a medir.

Medición:- Medir el pH de la muestra indicando la temperatura de la misma.- Realizar la medición con una agitación moderada para minimizar la entrada de

dióxido de carbono y suficiente para homogenizar la muestra.- Una vez finalizada la medición, enjuagar y secar suavemente el electrodo y

proceder a ubicarlos en la solución de preservación de los mismos.

Expresión de resultadosLos resultados se deben reportar en unidades de pH con una precisión de 0.1 y la temperatura con una precisión de 1ºC.

Nitrógeno Total

Procedimiento

Fase de Digestión Pesar 0.5g de muestra. Adicionar 2g de acido salicílico. Agregar 40ml de acido sulfúrico 98%. Dejar reposar durante 30 minutos. Adicionar 10 de tiosulfato de sodio y agitar vigorosamente. Dejar reposar durante 5 minutos. Calentar hasta que desaparezcan humos blancos. Reposar por 30 minutos. Retirar y enfriar al ambiente. Agregar 1g de sulfato cúprico y 10g de sulfato de potasio. La solución debe tener una apariencia incolora (amarillo-paja). Agregar 10ml de NaOH 10N, 4-5 granallas de Zinc y 10 perlas de

vidrio.

Conectar a destilador.

Destilación En inclinar el matraz y agregar con cuidado 150ml de la solución de

hidróxido de sodio 0.1N. El matraz se calienta hasta que destile todo el amoniaco (un mínimo

de 150ml de destilado se obtiene en 30 minutos. Colocar el matraz colector del destilado en forma tal que el tubo de

vidrio de descarga conectado al condensador quede sobre la boca del matraz libre del contacto con la solución de acido sulfúrico 0.1N y se continua destilando aproximadamente 5 minutos con el objeto de llenar el tubo de descarga.

Se interrumpe el calentamiento, se retira el matraz colector y se titula con la solución de acido sulfúrico 0.1N hasta que la solución vire a rosa.

Cálculos

El nitrógeno total en porciento se calcula con la siguiente fórmula:

Nt en %= (AN1 – BN2) x 0.014 x 100 MDonde:

A = Volumen de la solución de acido sulfúrico empleado en la recolección del amoniaco destilado.N1 = Normalidad del acido sulfúrico.B = Volumen de la solución del a solución de hidróxido de sodio empleado en la neutralización de la solución de acido sulfúrico.N2 = Normalidad de la solución de la solución del hidróxido de sodio 0.1N.M = Masa de la muestra en gramos.0.014 = miliequivalente del nitrógeno.100 = Para relacionar el nitrógeno a por ciento.

Caracterización de la basuraDe un bote de basura de 250 l proveniente del mercado de san Andrés Cholula se encontró la siguiente composición tabla x. para la clasificación de la basura se tomo en cuenta el siguiente criterio:

Material orgánico Residuo con bajo contenido de celulosa (figura x)

Frutas Verduras

Residuos con alto contenido de celulosa (figuras x) Residuos cítricos

Material inorgánico (figuras x)

Tabla 17. Clasificación y cuantificación de la basura de una bote de 250 l del merado de San Andrés Cholula

Clasificación Peso en kg % Total

Hiervas 1.772 2.79085883

Lechuga 5.305 8.35525176

Jitomates 2.196 3.45864898

Nopal 0.843 1.32770542

Chile 0.843 1.32770542

Calabaza 0.864 1.36077993

Frutas (mango, manzana, sandia y

plátano)11.63 18.3169798

Aguacate 9.941 15.6568441

Varios (inorgánicos)

30.099 47.4052258

Total 63.493 100

Del total de los residuos solidos (tabla x) que se obtuvieron se encontró que el 47 % era plástico, fierro, aluminio y diversos medicamentos. Así mismo de la materia orgánica con bajo contenido de celulosa se obtuvo que la mayor parte eran diversos frutos (mango, manzana, sandia, bananas, melón y papaya) que componían el 34.82% del total de la materia orgánica y el 29.76% de aguacate. Una ves que se tenía clasificada la materia orgánica se procedió a picar el material (figura x) para la reducción del tamaño de partícula y así los microrganismos pueden tener una mejor interacción con el sustrato.

Clasificación Peso en kg % Total

Hiervas 1.772 5.30634246

Lechuga 5.305 15.8860873

Jitomates 2.196 6.57603162

Nopal 0.843 2.52440558

Chile 0.843 2.52440558

Calabaza 0.864 2.58729113

Frutas (mango, manzana, sandia y plátano)

11.63 34.8266156

Aguacate 9.941 29.7688207

Total 33.394

Obtención de Aguas residuales de la UP-PueblaPara la extracción del agua residual de la UP-Puebla, para el llenado del reactor de 900 l fue necesario la ocupación de una desensolvadora para la extracción del agua (figura x), una ves que el agua estaba contenida en los recipientes adecuados para su transadlo al invernadero en donde se realizara la mezcla necesaria (figura x).

Estiércol de vacaPara la preparación del estiércol de vaca, se realizo una dilución de 1:1.5, esto con el fin de eliminar la cantidad de paja presente, ya que la paja tarda demasiado en degradarse por el alto contenido de celulosa (figura x).

Ya que se tiene pesado 1 kg de estiércol se procede a diluir en 1.5 l de agua, se mezcla bien para que la mezcla esta homogenizada completamente, posterior mente se filtra con un cernidor que cuenta con tela de cuadros de 2mm, la solución resultante es ocupada para la mezcla final, lo demás se desecha.

Materia orgánica para reactores de 1 lPara la preparación de la mezcla de los reactores, se tomo una muestra representativa de la materia orgánica de un bote de basura orgánica del mercado de San Andrés Cholula y se clasifico como ya se menciono anterior mente; para la reducción del tamaño de partícula se ocupó una licuadora industrial.

En la figura 15 se puede apreciar parte de la composición de la materia orgánica utilizada en el experimento.

Figura 15. Materia orgánica utilizada en la digestión anaerobia.

Estiércol de vacaComo inoculo para la digestión se utilizo estiércol de vaca fresco, el cual se diluyo en agua en una relación 1:1.5, una ves realizado esto se prosiguió a filtrar para eliminar la paja que se encuentra en el estiércol, ya que esta por su alto contenido en celulosa es difícil de degradar. En la figura 16 se aprecia el resultado del filtrado del estiércol.

Figura 16. Estiércol diluido en una proporción 1:1.5.

Aguas residuales de la UP-PueblaSe realizo una caracterización del agua de la Universidad Politécnica de Puebla, con el fin de obtener datos importantes para su ocupación en la digestión anaerobia. Los parámetros que se consideraron más importantes a medir fueron:

pH Alcalinidad DQO Sólidos totales, volátiles y fijos

Para medir estos parámetros se realizo un muestreo simple durante una semana, para ver la variación que existe entre estos parámetros en un determinado tiempo, para su ocupación en la digestión.

ReactoresLos reactores se acondicionaron de acuerdo a las necesidades de la digestión, fue necesario verificar que los reactores no presentaran fugas, ya que esto impediría la medición del volumen del gas producido.

En la figura 17 se muestra como se adaptaron los reactores para la digestión anaerobia. En algunas entradas se tubo que colocar tapones de corcho con la finalidad de que no existiera fugas; al reactor se le colocaron 2 tubos uno para la toma de la muestra y otro para la medición de gas, posterior mente se colocaron sobre una mesa los 6 reactores y se conectaron las entradas de las chaquetas para mantener la misma temperatura en los 6 reactores, así mismo también se conectaron la salida de gas de cada uno de los reactores a una llave la cual esta conectada a una columna de agua en la cual por medio del desplazamiento del volumen se medirá el gas producido por cada uno de los reactores.

Figura 17. Acondicionamiento de los reactores y del sistema.

Digestión anaerobiaLos digestores anaerobios utilizados se encuentran en el departamento de posgrado de la Universidad Politécnica de Puebla, localizado en

El volumen de 4 reactores es de 1100 ml y de los otros 2 es de 600 ml; todos los reactores se llenaron a su capacidad total ya que cuando se realizaban las tomas de muestra el volumen disminuye drásticamente al cabo de 30 días, es por este motivo que los reactores están a su capacidad total.

Para el llenado de los reactores se realizaron 6 composiciones diferentes en cuanto a la concentración de sólidos totales. En la tabla 18 Se observa la cantidad de materia que orgánica y volumen de estiércol que se ocupo para este trabajo

Tabla 18. Mezclas de los sustratos utilizados en el experimento de digestión anaerobia

Numero de digestor

Materia orgánica (g)

Estiércol Concentración de sólidos totales de materia orgánica

Concentración de sólidos totales de estiércol

Total de sólidos totales

(g/l) (g/l)

R1 11.93 34.37 1 1 2

R2 29.83 34.37 2.5 1 3.5

R3 11.93 85.93 1 2.5 3.5

R4 29.83 85.93 2.5 2.5 5

R5 59.66 0 5 0 5

R6 0 85.93 0 5 5

La digestión anaeróbica tuvo una duración de 30 días y se realizo toma de muestra cada 5 días.

Digestor de 900 l

Para poner en marcha el reactor de 900 l fue necesario hacer una mezcla de materia orgánica, agua residual de la UP-Puebla y estiércol de vaca; el reactor contenía un volumen de 400 l ya que anteriormente se había puesto en marcha. Se extrajeron 250 l ya que parte de este fango digerido va a ser utilizado como inoculo para esta nueva digestión, en la cual se agregó la mezcla número 2 del experimento anterior. Se monto un sistema de captura de gas provisional con el fin de capturar el gas generado, el llenado del reactor se realizo por un extremo del reactor en el cual se encuentra una llave de pasa para la alimentación de este.

CAPITULO 4

RESULTADOS Y DISCUSIÓN

Caracterización del agua residual de la UP-Puebla

De acuerdo a los análisis realizados al agua residual de la Universidad Politécnica de Puebla se obtuvieron los siguientes resultados (Tabla).

Días

Parámetros 11-jun-12 12-jun-12 13-jun-12 14-jun-12 Media Desviación estándar

pH 8.66 8.73 9.42 8.81 8.905 0.348759707Alcalinidad

(CaCO3 mg/l)36 37.028 38 45.29 39.0795 4.220094904

DQO (mg O2/l) 30.8 28 57.4 71.4 46.9 21.0310881ST (g/l) 1.1 1 1.1 1.2 1.1 0.081649658

STV (g/l) 0.34 0.35 0.34 0.361 0.34775 0.010012492SF (g/l) 0.76 0.65 0.76 0.839 0.75225 0.077676144

En la grafica de pH (figura) se puede observar que tienen variaciones conforme las actividades que se realicen en los edificios D1 y Laboratorios de Biotecnología e Informática; ya que en los primeros 2 días no hubo una gran actividad como en el 3 día en el cual el valor del pH aumentó drásticamente de 8.66 a 9.42, esto debido a que hubo una mayor actividad en los edificios los día 13 y 14 de junio del presente año. Así mismo es importante mencionar que el agua de la UP-Puebla tiene un pH medio de 8.905.

0.5 1 1.5 2 2.5 3 3.5 4 4.53

4

5

6

7

8

9

10

11

12

13

14

Tiempo (Días)

pH

En la grafica de alcalinidad (figura) se aprecia un aumento de las concentraciones de CaCO3 de 1 mg/l durante los primeros 3 días esto debido a que la actividad en los dichos edificios no fue demasiada, el día 14 de junio del presente año las concentración aumento en 9 mg/l en comparación del primer día en el cual la concentración era de 36 mg/l; como

se menciono anteriormente la variación de estas concentraciones son debido a la diferentes actividades que se realicen en la UP-Puebla.

La concentración media es de 39.08 mg CaCO3/l, tomando en cuenta el aumento de las concentraciones, por las actividades antrópicas.

0.5 1 1.5 2 2.5 3 3.5 4 4.50

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

Tiempo (Días)

mg CaCO3/l

La grafica de ST, STV, SF (figura); como se puede apreciar en la grafica el comportamiento de los solidos totales y fijos es similar, esto nos indica que la cantidad de material orgánico e inorgánico que se encuentra presentes en nuestras muestras de agua fue aumentado a causa de las actividades desempeñadas en dicha institución.

El contenido promedio de solidos totales es de 1.1 g ST/l de materia orgánica (biodegradable y no biodegradable)

El contenido promedio de solidos totales volátiles es de .34 g STV/l de materia orgánica biodegradables.

El contenido promedio de solidos fijos es de .75 g SF/l de materia inorgánica

0.5 1 1.5 2 2.5 3 3.5 4 4.50

0.2

0.4

0.6

0.8

1

1.2

1.4

STSTVSF

Tiempo (Días)

ST, STV, SF (g/l)

En la grafica de DQO (figura) se aprecia que la concentración de O2 en mg/l tiene un una disminución del primer punto al segundo; a partir del segundo punto la concentración comienza a incrementar hasta llegar a valores de 71.4 mg O2/l esto debido a las actividades desarrolladas durante los días 12, 13 y 14 de junio del presente año que provocaron un aumento considerable en la concentración de materia orgánica.

La concentración media de O2 es de 46.9 mg O2/l tomando en cuenta que esta varia dependiendo de las actividades llevadas a cabo en dichos edificios.

0.5 1 1.5 2 2.5 3 3.5 4 4.50

10

20

30

40

50

60

70

80

Tiempo (Días)

DQO (mg O2/l)

Probar 6 mezclas diferentes para la producción de biogás

En la gráfica de pH se puede verificar que los valores de este se encontraron desde el inicio fuera del rango optimo para la producción de gas, en todos los reactores el pH disminuyo conforme transcurría el tiempo; es importante mencionar que el reactor 5 fue el que inicio con un pH de 5.25 y al final de los 30 días de digestión llego a valores de 4; en el día 30 los valores de pH de los demás reactores también disminuyeron hasta llegar a valores de 6.4,estas variaciones en el pH influyeron para que no se produjera biogás. Durante los 30 días que duro la digestión se aprecian un aumento en el valor de pH a partir de dia 6 hasta el 12 y posteriormente comienza a disminuir en el reactor 4, es importante remarcar la disminución consecutiva del reactor 2 en este lapso de tiempo.

0 5 10 15 20 25 30 354

4.5

5

5.5

6

6.5

7

7.5

8

8.5

9

R1R2R3R4R5R6

Tiempo (Dias)

pH

En la grafica de solidos se muestra el comportamiento de estos durante el periodo de digestión (30 días); se aprecia una disminución del tiempo cero hasta los primeros 6 días de digestión en los reactores 1, 2, 3, 5 y 6, para el día 12 seguían disminuyendo la concentración de solidos hasta valores de x para el reactor 2, x para el reactor 3, x para el reactor 4, x para el reactor 5 y x para el reactor 6, en los siguientes días la concentración de solidos totales aumento hasta alcanzar valores de x para el reactor 1, x para el reactor 2, x para el reactor 3, x para el reactor 4, x para el reactor 5 y x para el reactor 6.

0 5 10 15 20 25 30 350

1

2

3

4

5

6

7

8

9

R1R2R3R4R5R6

Tiempo (Dias)

ST

En la grafica de solidos totales volátiles se muestra el comportamiento de estos durante los 30 días de digestión se observa que en los primeros 6 días los reactores 2, 3, 4 y 6 tuvieron una disminución de la concentración, mientras que los reactores 1 y 5 presentaron un aumento en las concentraciones de solidos totales volátiles hasta los 18 días, ya que el reactor 5 comenzó a tener una disminución de las concentraciones hasta los 24 días, después de este día nuevamente la concentración comenzó a aumentar; el primer reactor continuo aumentando la concentración hasta los 24 días y a partir de este día las concentraciones comenzaron a disminuir hasta el día 30.

0 5 10 15 20 25 30 350

0.5

1

1.5

2

2.5

3

3.5

4

4.5

5

R1R2R3R4R5R6

Tiempo (Dias)

STV

En la siguiente grafica se muestran los valores obtenidos de la determinación de DQO total, en esta grafica se muestra el comportamiento de la oxidación de la materia orgánica en presencia de oxigeno, es importante mencionar que cuando la cantidad de oxigeno es la mínima la DQO va a tener valores muy bajos; durante los primeros 6 días los valores de

DQO disminuyeron, a partir del 6 día en algunos casos como es el del reactor 1 y 2 en el que las concentraciones disminuyen hasta el día 18 para el reactor 1 y 12 días para el 2 reactor, ya que después las concentraciones comienzan a aumentar, para los demás reactores a partir del 6 día las concentraciones comenzaron a disminuir, el reactor 3 fue uno de los reactores que presento una disminución apreciable de DQO en los primeros 12 días.

0 5 10 15 20 25 30 350

5000

10000

15000

20000

25000

R2R4R5R6R1R3

Tiempo (Dias)

DQO en mg O2/l

La grafica siguiente es la de DQO soluble, en esta grafica se aprecia el comportamiento de la DQO durante los 30 días de digestión, en el reactor 1, 2 y 3 se observa una disminución de la cantidad de material soluble en los primeros 6 días, en ambos reactores, posterior mente el reactor 2 se continuo apreciando una disminución en la cantidad de material soluble hasta los 18 días; después de este periodo se observa un aumento en las concentraciones hasta el final de la digestión. Los reactores 4, 5 y 6 presentaron un aumento de las concentraciones de DQO durante los primeros 6 días, después de este proceso; el comportamiento de las DQO soluble es similar para el reactor 4 y 5 mientras que en el reactor 1 los valores de DQO aumentan a partir de los 6 días hasta que termina la digestión.

0 5 10 15 20 25 30 350

2000

4000

6000

8000

10000

12000

14000

16000

R1R2R3R4R5R6

Tiempo (Dias)

DQO mg 2/l

En la gráfica de nitrógeno total se observa un comportamiento similar en todos los reactores, en los primeros 6 días de digestión se aprecia una disminución importante de las concentraciones de nitrógeno total, a partir del 6 día hasta el día 12 las concentraciones aumentan, en el reactor 4 y 6 las concentraciones de nitrógeno total disminuyen hasta que termina la digestión, en los reactores 1, 2, 3 y 5 la cantidad de nitrógeno comienza a aumentar a partir del día 18 y continua en ascenso hasta que se detienen el proceso.

0 5 10 15 20 25 30 350

50

100

150

200

250

300

350

400

450

500

NTKR1NTKR2NTKR3NTKR4NTKR5NTKR6

Axis Title

Axis Title

En la siguiente grafica se muestra las concentraciones de nitrógeno amoniacal presentes durante los 30 días de digestión, en todos los reactores se observa un aumento en las concentraciones de amoniaco en los primeros 6 días de digestión, este aumento continua para los reactores 5 y 6 hasta el día 12 ya que a partir de este las concentraciones comienzan a disminuir hasta que termina el proceso, en los demás reactores el

comportamiento es similar esto debido a que en el 12 día las concentraciones disminuyen y aumentan nuevamente a los 18 días de digestión y finalmente comienza a disminuir la concentración a partir de los 18 días esto para los reactores 1 y 4; el reactor 3 presenta un aumento de la concentración a partir del día 18 hasta el día 24; es importante mencionar que las concentraciones de amoniaco no fueron muy altas ya que es considerada la producción de amoniaco como un factor limitante para la producción de biogás, el proceso de producción de metano es inhibido cuando la concentración de amoniaco es de 300 mg/l o mayores a esta, en ninguno de los reactores las concentraciones rebaso o llegaron a este limite, para que existiera una inhibición del proceso.

0 5 10 15 20 25 30 350

50

100

150

200

250

300

R1R2R3R4R5R6

Digestión anaerobia con anaerobiosis desde el inicio

En la figura x se muestran los valores obtenidos del pH durante el proceso de digestión, se aprecia un aumento en el pH en el reactor 5 el cual al inicio de la digestión se encontraba con un valor de 3.15 y este aumenta en los primeros 12 días, en los siguientes días hubo una disminución del pH hasta los 36 días y a partir de este el pH comienza a aumentar hasta llegar a valores de 7. En los reactores 6 y 3 se aprecia un aumento en el pH durante el tiempo de digestión, a pesar de que en algunos momentos del proceso el pH disminuyo, este descenso no fue bastante en comparación con el reactor 1, 2 y 4 en los cuales los valores de pH descendieron hasta un rango de 5.31 a 5.85 esto en 18 días.

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 500

2

4

6

8

10

R1

R2

R3

R4

R5

R6

Tiempo (Días)

pH

En la siguiente grafica se muestran los valores obtenidos de la determinación de DQO total. En los primeros 6 días las concentraciones de DQO en los todos los reactores sufre una disminución, el reactor 2 y 3 continúan con una disminución hasta el día 12 después de este día las concentraciones de DQO incrementan hasta el día 36 en el cual se aprecia el mayor aumento de estas concentraciones, este comportamiento también lo sufren los demás reactores, únicamente con el cambio de que las concentraciones mas altas de la DQO se presentan en el día 18.

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 500

4000

8000

12000

16000

20000

R1

R2

R3

R4

R5

R6

Tiempo (Días)

DQ

O to

tal (

mg

O2/

l)

En la gráfica de DQO soluble, se aprecia una disminución de la concentración de la DQO en el reactor 2, mientras que en los demás reactores hay un incremento en sus

concentraciones en los primeros 6 días de digestión, a partir de este día la DQO disminuye hasta el día 18, y vuelve a incrementar hasta el día 24. A partir del día 30 en los reactores 1, 3, 4, 5, y 6 el comportamiento es constante en cuanto a la DQO, este comportamiento aparece a partir del día 36 para el segundo reactor el cual tiene valores superiores que el de los demás reactores.

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 500

2000

4000

6000

8000

10000

R1

R2

R3

R4

R5

R6

Tiempo (Días)

DQ

O s

olub

le (m

g O

2/l)

En la gráfica de solidos totales se aprecia una disminución de la cantidad de solidos presentes en las muestras, durante los 50 días de digestión. A partir del día 18 el comportamiento de los solidos totales en el reactor 3 es casi constante, este comportamiento también lo presenta el reactor 4. El reactor 1 muestra una disminución durante todo el proceso este es el único reactor en el cual la concentración de solidos totales no incrementa en ningún momento, en los demás reactores las concentraciones de solidos totales tienen variaciones a partir del dia 18 hasta que termina el proceso de digestión, estas variaciones en algunos casos como es el del reactor 3 se considera la concentración es casi constante.

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 500

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

R1

R2

R3

R4

R5

R6

Tiempo (Días)

Sólid

os to

tale

s (g

/l)

Los sólidos totales volátiles se muestran en la figura x. el reactor 1 muestra un comportamiento similar en cuanto a la disminución de STV al de ST con una variación en el día 24 en el cual la concentración de solidos totales volátiles incrementa; en reactor 3 también tiene una similitud con el comportamiento de los solidos totales, en estos se considera que la concentración de ST son constantes a partir del día 18, mientras que en los STV se puede considerar que las concentraciones son constantes a partir del día 12. Los demás reactores sufren variaciones importantes durante los primeros 24 días.

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 500

1

2

3

4

5

6

R1

R2

R3

R4

R5

R6

Tiempo (Días)

Sól

idos

vol

átile

s (g

/l)

En la gráfica de nitrógeno total se muestra el comportamiento de este análisis durante los 50 días de digestión, en los primeros 6 días la concentración de nitrógeno total aumenta en todos los reactores; el reactor 1 continua con aumentos de la concentración hasta los 12 días, a partir de este momento la concentración de nitrógeno total comienza con incrementos hasta el día 42, el 2 reactor presenta incrementos hasta los 18 días de digestión y después disminuciones hasta el día 26 y un estado constante en los días 42 a 48. El reactor 3 alcanza la mayor concentración de nitrógeno a los 18 días, después de este día la concentración disminuye hasta el día 36, en los días 42 y 48 la concentración es constante. En el cuarto reactor la concentración de nitrógeno se mantiene constante a partir del 6 día hasta el día 18, en el día 24 la concentración de nitrógeno llega a su máximo punto, a partir de este día y hasta el día 42 la concentración de nitrógeno disminuye. El reactor 5 se observa un aumento en los primeros 6 días, a partir de este día hasta el día 12 la concentración disminuye; del día 12 al 18 la concentración de nitrógeno total se mantiene constantes y después sufre un aumento a los 24 días de digestión, posteriormente comienza otra disminución de las concentraciones hasta el día 42. El comportamiento del reactor 6 fue parecido al del reactor 5, con excepción de que el segundo aumento de las concentraciones se dio a partir del día 24 al 30.

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 500

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

R1

R2

R3

R4

R5

R6

Tiempo (días)

N to

tal (

mg

N2/

l)

En la siguiente grafica se muestra la concentración de nitrógeno amoniacal presente en el proceso de digestión, como se aprecia las concentración de nitrógeno amoniacal son las mínimas ya que se considera toxico para los microrganismos en concentraciones de 300 mg/l o mayores. En el primer reactor la concentración de amoniaco aumento drásticamente en los primeros 6 días de digestión y posteriormente la concentración disminuye y se mantiene constante desde el día 12 hasta el 18. En el segundo reactor también en los

primeros 6 días es cuando la concentración de amoniaco llega a su máximo punto, posteriormente la concentración disminuye y se mantiene constante durante los días 12 y 18, sufre nuevamente aumento en la concentración en los días 24 y 42 de x. en el tercer reactor la concentración de amoniaco tubo un aumento en los primeros 6 días, posteriormente comenzó con una disminución hasta el día 18, a partir del cual la concentración comenzó nueva mente a incrementar hasta el día 30. Para el cuarto reactor la concentración inicial de amoniaco se mantuvo constante en los primeros 6 días y posterior mente comenzó a disminuir hasta llegar a los 18 días, a partir del cual la concentración comenzó a aumentar hasta el día 24 y se mantuvo nuevamente constante hasta el día 30, en donde comenzó nuevamente un incremento en los siguientes 6 días. El 5 reactor presento una disminución de las concentraciones de amoniaco del día cero hasta el día 18, a partir de este día la concentración comienza a incrementar en los siguientes 6 días hasta que llega a una concentración de x, a partir del día 24 la concentración de amoniaco nuevamente comienza a disminuir hasta el día 42. En el reactor 6 el comportamiento es similar al del reactor 5, con la diferencia además de las concentraciones, es que estas variaciones se presentaron del día 0 hasta el día 12 la disminución de amoniaco y un aumento del día 12 al día 18 y a partir de este comienza nueva mente una disminución hasta el día 36.

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 500

10

20

30

40

50

60

70

80

90

R1

R2

R3

R4

R5

R6

Tiempo (días)

N N

H3

(mg

NH

3/l)

En la siguiente grafica se muestran los resultados del comportamiento de los coliformes totales presentes durante el proceso de digestión anaerobia. En el primer reactor se puede apreciar que los coliformes se mantiene constantes durante 24 días, los siguientes 6 días se aprecia una disminución mínima a los 30 días y para los 36 días se muestra un aumento en la cantidad de coliformes presentes, a partir de este día la concentración de células comienza a disminuir considerablemente hasta el día 48. En el segundo reactor se muestra

también una disminución de la cantidad de células presentes en el sistema hasta el día 24, y a partir de este día comienza a incrementar la cantidad de células presentes hasta el día 30, los siguientes 6 días se mantuvieron constantes la cantidad de células y finalmente comenzó una disminución del día 36 hasta los 48 días. En el tercer reactor al igual que en los anteriores se muestra una disminución de los coliformes en 24 días y a partir de este comienza con un incremento que se detiene hasta el día 36 y nueva mente tiende a disminuir la cantidad de coliformes. En el cuarto reactor el comportamiento de los coliforme tuvo algunas variaciones en los días 12 y 36 ya que en estos días se mostró un incremento de la cantidad de células, en los demás días se aprecia un disminución significativa de la cantidad de células presentes en el sistema, es importante mencionar que a pesar del aumento de la cantidad de coliformes en esos 2 días, la cantidad de células disminuyo demasiado desde el tiempo 0 hasta el día 48. Para el reactor 5 la concentración de células presentes en este sistema nos muestra una disminución apreciable durante 30 días, después de este día la cantidad de células presentes aumenta hasta el día 36 y se mantiene constante durante 6 días para finalizar con una disminución de la cantidad de células presentes en el sistema. En el reactor 6 se aprecia a una disminución mínima en los primeros 6 días, en los siguientes 6 días la cantidad de coliformes incrementa y a partir del día 12 la cantidad de células disminuye considerablemente hasta los 30 días, después de esta disminución comienza u un incremento en los siguientes 6 días y nuevamente una disminución de la concentración de células presentes en este reactor.

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 501E+06.

1E+09.

1E+12.

R1

R2

R3

R4

R5

R6

Tiempo (días)

Col

iform

es to

tale

s N

MP

(Cél

ulas

/ml)

En esta grafica se muestra la composición del gas en porcentaje. Como se aprecia en el primer reactor durante los primeros 12 días de digestión el gas generado era únicamente CO2, a partir del día 12 comenzó la producción de metano en bajas concentraciones hasta el día 24 en el cual alcanzo la mayor producción de metano x. para el segundo reactor el comportamiento fue el siguiente, durante 24 días el gas que se generó únicamente eran de CO2, pero a partir de este día se comenzó a generar metano y por consiguiente la disminución de CO2 presente hasta que se contenía un x de metano y x de CO2. Para el reactor 3 el comportamiento fue que se comenzó a generar metano a partir del día 6, la mayor producción de metano se encontró el día 24 con x de metano generado. En el 4 reactor no hubo producción de metano ya que durante 30 días el gas producido era completamente CO2. El reactor 5 tubo el mismo comportamiento que el 4 reactor la único producido fue CO2. En el reactor 6 se observa una producción de metano desde el inicio de la digestión anaerobia, la mayor cantidad de gas generado se presentó el día 30 con una cantidad de x de metano.

0 5 10 15 20 25 30 35 400

20

40

60

80

100

120

R1 % CO2

R1 % CH4

R2 % CO2

R2 % CH4

R3 % CO2

R3 % CH4

R4 % CO2

R4 % CH4

R5 % CO2

R5 % CH4

R6 % CO2

R6 % CH4

Tiempo (días)

Po

rcen

taje

(%

)

Reactor de 900 l

En esta grafica se muestra el comportamiento de los parámetros durante los 42 días de digestión anaerobia, se aprecia una disminución en cuanto a las concentraciones de solidos totales y volátiles, así como disminución de la DQO esto nos indica que el proceso de producción de gas está llevándose adecuadamente, el pH nos confirma que el proceso se encuentra dentro del rango óptimo para la producción de metano, así como la concentración de amoniaco esto debido a que se encuentra en el sistema en bajas concentraciones y estas concentraciones se mantienen constantes.

0 5 10 15 20 25 30 35 40 450

2

4

6

8

10

12

14

01002003004005006007008009001000110012001300140015001600

pHSTSTVNTN-NH3QDOTDQOS

Tiempo (Dias)

Conclusiones

Se han estandarizado las técnicas analíticas de Demanda Química de Oxigeno, Nitrógeno y Microbiológicos para las muestras de digestión anaerobia.

El sistema de captura de gas para el digestor de 900 l funciona adecuadamente.

Para la producción de biogás de calidad en metano, es necesario un ambiente totalmente anaerobio, esto en base a las experiencias tomadas en el digestor de escala laboratorio y piloto.

La utilización de un fango de digestión anaerobia como inoculo, incrementa en menor tiempo la producción de metano.

El pH es un factor que influye bastante en la producción de biogás, requiriéndose su control entre 6.5 y 7.5.

La mejor mezcla para la producción de biogás es la que contiene 29.83 g de materia orgánica y 85.93 ml de estiércol, teniendo una concentración de 3.5 g ST/l en un sistema anaeróbico desde el inicio, esto para los reactores de 1 l.

La ocupación de la mezcla 2 en el reactor de 900 l mostro un comportamiento ideal

Perspectivas

Obtener modelos matemáticos aplicados al crecimiento de microrganismos involucrados durante la digestión, así como del consumo de sustrato y de producción de producto.

Identificación de los microrganismo presentes en el proceso de digestión anaerobia mediante técnicas de biología molecular.

BibliografíaAbouelenien, F. F. (2010). Improved methane fermentation of chicken manure via ammonia

removal by biogas recycle. Bioresource Technology, 6368-6373.

Agler, M. G. (2008). Thermophilic anaerobic digestion to increase the net energy balance of corn grain ethanol. Environmental Science and Technology, 6723-9.

Alonso, A. (1997). Generacion de purines y contaminacion de las aguas. Revista Tecnica del Medio Ambiente , 33-42.

Álvarez, J. O. (2010). A methodology for optimising feed composition for anaerobic co-digestion of agro-industrial wastes. Bioresource Technology, 1153-1158.

Angelidaki, I. A. (1997). Codigestion of olive oil mill wastewaters with manure, household waste or sewage sludge. Biodegradation, 221-226.

Antoni, D. Z. (2007). Biofuels from microbes. Applied Microbiology and Biotechnology, 23-35.

Batstone, D. K. (2002). Anaerobic digestion model . International Water Association (IWA) Publisher, London.

Beaty, P. M. (1989). Effects of Organic Acid Anions on the Growth and Metabolism of Syntrophomonas wolfei in Pure Culture and in Defined Consortia. Applied and Environmental Microbiology, 977-983.

Boone, D. J. (1989). Diffusion of the Interspecies Electron Carriers H2 and Formate in Methanogenic Ecosystems and Its Implications in the Measurement of Km for H2 or Formate Uptake. Applied and Environmental Microbiology, 1735-1741.

Castillo, G. (07 de Febrero de 2012). MILENIO. Recuperado el 13 de Noviembre de 2012, de MILENIO: http://www.milenio.com

Cavinato, C. F. (2010). Thermophilic anaerobic co-digestion of cattle manure with agro-wastes and energy crops: Comparison of pilot and full scale experiences. Bioresource Technology, 545-550.

Chen, Y. C. (2008). Inhibition of anaerobic digestion process: a review. Bioresource Technology, 4044-64.

Comino, E. R. (2010). Investigation of increasing organic loading rate in the co-digestion of energy crops and cow manure mix. Bioresource Technology, 3013-3019.

Del Castillo Gonzalez, I. (2003). Analisi fisico-quimico del agua .

Dogue, R. e. (1970). Solids Retention in Anaeobic Wastetreatment Systems. Research journal of Water Pollution Control Federation, Water Environment Federation, 29-46.

Donoso-Bravo, A. C.-F. (2009). Influence of temperature an the hydrolysis, acidogenesis and methanogenesis in mesophilic anaerobic digestion. Water Science & Technology.

Droste, R. L. (1997). Theory and Practice of Water an Watewater Treatments. United States: John Wiley &Sons. Inc.

El-Mashad, H. Z. (2010). Biogas production from co-digestion of dairy manure and food waste. Bioresource Technology, 4021-4028.

Enhalt, D. P. (2001). the scientific basis. En Climate change (pág. 881). Cambridge University Press: Cambridge.

Fotats, X. y. (26 al 28 de Octubre de 1998). Aprovechamiento agronimico de residuos organicos.

Fountoulakis, M. S. (2005). Simulation of DEPH biodegradation and sorption during anaerobic digestion of secondary sludge. 1st International workshop on the anaerobic digestion model 1 (ADM1) .

G., J. B. (18 de Marzo de 2012). e-consulta . Recuperado el 13 de Noviembre de 2012, de e-consulta: http://www.e-consulta.com

Gujer, W. Z. (1983). Conversion processes in anaerobic digestion. Water Science and Technology, 127-167.

Güngör-Demirci, G. D. (2004). Effect of initial COD concentration, nutrient addition, temperature and microbial acclimation on anaerobic treatability of broiler and cattle manure. Bioresource Technology, 109-117.

Hidalgo, M. D., Del Alamo, J., Granado, I., & Nuñez, Y. e. (2001). Reduccion del contenido nitrogeno amoniacal del purin porcino mediante la tecnica de stripping. Tecnologia del Agua, 22-27.

Hidalgo, M. D., del Alamo, J., Hernandez, M., & e Irusta, R. (2003). Tratamiento de la fraccion liquida del purin porcino en bio-reactores anaerobios de lecho fluidizado. Ingenieria del Agua, 127-133.

Holm-Nielsen, J. A.-P. (2009). The future of anaerobic digestion and biogas utilization. Bioresource Technology, 5478-84.

Jiménez, A. M. (01 de Octubre de 2012). ngpuebla. Recuperado el 13 de Noviembre de 2012, de ngpuebla: http://www.ngpuebla.com

Kassam, K. Y. (2003). A market study on the anaerobic wastewater treatment systems. Water, Air and Soil Pollution, 179-192.

Kiely, G. (1999). Ingenieria Ambiental. España: McGaw-Hill.

Lansing, S. M. (2010). Methane production in low-cost, unheated, plug-flow digesters treating swine manure and used cooking grease. Bioresource Technology, 4362-4370.

Lübken, M. W. (2007). Modelling the energy balance of an anaerobic digester fed with cattle manure and renewable energy crops. Water Research, 4085-96.

Luo, H.-W. Z. (2002). Differential Expression of Methanogenesis Genes of Methanothermobacter thermoautotrophicus (Formerly Methanobacterium thermoautotrophicum) in Pure Culture and in Cocultures with Fatty Acid-Oxidizing Syntrophs. Applied and Environmental Microbiology, 1173-1179.

Macias-Corral, M. S. (2008). Anaerobic digestion of municipal solid waste and agricultural waste and the effect of co-digestion with dairy cow manure. Bioresource Technology, 8288-93.

Madigan, M. M. (2004). Brock. Biología de los microorganismos. Madrid: Pearson Education.

Magbanua, B. A. (2001). Anaerobic codigestion of hog and poultry waste. Bioresource Technology, 165-8.

Martinez Almela, J. (2000). La solucion integrada a las problematicas de los purines. Tecnoambiente , 51-55.

Martinez Pereda, J. A. (1996). Riesgos madioambiental en la utilizacion agraria de purines. Porci, 27-33.

Metcalf & Eddy, I. (2003). Wastewater Engineering Treatment and Reuse. New York : McGraw-Hill.

Nayono, S. G. (2010). Co-digestion of press water and food waste in a biowaste digester for improvement of biogas production. Bioresource Technology, 6987-6993.

Nielsen, H. A. (2008). Strategies for optimizing recovery of the biogas process following ammonia inhibition. Bioresource Technology, 7995-8001.

Palatsi, J. I.-B. (2010). Long-chain fatty acids inhibition and adaptation process in anaerobic thermophilic digestion: Batch tests, microbial community structure and mathematical modelling. Bioresource Technology, 2243-2251.

Palau, J. M. (2000). La contaminacion de las aguas potables por el vertido incontrolado de purines en los campos. Residuos, 54-56.

Panduro, C. (1997). La problematica medio ambiental del Purin . Agricultura , 845-846.

Pavlostathis, S. G.-G. (1991). A critical review. Critical Reviews in Enviromental Control. Kinetics of anaerobic treatment, 411-490.

Plaza, C., Garcia Gil, J. C., Soler Rovira, P., & Polo, A. (1999). Problematica de los purines de cerdo en España . Residuos , 83-86.

Ramírez, I. V. (2009). Modeling microbial diversity in anaerobic digestion through an extended ADM1 model. Water Research, 2787-800.

RECOVERY. (1995). Mejora del tratamiento de los purines y los residuos liquidos de granjas. Residuos, 106-107.

Rodriguez Gil, A. (2000). La evaporacion en el proceso de tratamiento de purines de cerdo. Residuos, 37-38.

Rodriguez, A. y. (1995). Tratamiento Anaerobio a escala piloto para efluentes porcinos de alta concentracion. Tecnologia del Agua, 33-40.

Romero Rojas, J. (2000). Tratamiento de aguas residulaes. Colombia: Panamericana Formas e Impresos.

Roy, F. A. (1985). Influence of Calcium Addition on Growth of Highly Purified Syntrophic Cultures Degrading Long-Chain Fatty Acids. Applied and Environmental Microbiology, 702-705.

Santos, A., Irañeta, I., & Abaigar, A. (2002). Purin Porcino ¿Fertilizante o contaminante? Navarra Agraria, 9-24.

Schnürer, A. Z. (1999). Mesophilic syntrophic acetate oxidation during methane formation in biogas reactors. FEMS Microbiology Ecology, 249-261.

Schröder, P. H. (2008). . Producing novel energy plants for growth on abandoned land. Environ Sci Pollut Res Int, 15(3). Bioenergy to save the world, 196-204.

Schuler, M. L. (2009). Bioprocess Engineering. New York : Prentice Hall.

Sewage. (2003). Handbook of Water and Wastewater microbiologgy. Great Britain : Elsevier.

Siles, J. M. (2010). Anaerobic co-digestion of glycerol and wastewater derived from biodiesel manufacturing. Bioresource Technology, 6315-6321.

Sommer, S. P. (2004). Algorithms for calculating methane and nitrous oxide emissions from manure managment. Nutrient Cycling in Agroecosystems, 143-154.

Sung, S. L. (2003). Ammonia inhibition on thermophilic anaerobic digestion. . Chemosphere, 43-52.

Symons, G. B. (1933). The methane fermentation of carbohydrates. JAm Chem Soc, 2028-2036.

Tang, Y. S. (2005). Microbial community analysis of mesophilic anaerobic protein degradation process using bovine serum albumin (BSA)-fed continuous cultivation. Journal of Bioscience and Bioengineering, 150-164.

Tchobanoglous, G. (1995). Ingenieria de aguas residuales. Madrid: McGraw-Hill.

Vilaregut, E. (2000). El plan de Purines de comarca de Osona (Barcelona). Revista Tecnica del Medio Ambiente, 76-80.

Ward, A. H. (2008). Optimisation of the anaerobic digestion of agricultural resources. Bioresource Technology, 7928-40.

Wu, X. Y. (2010). Biogas and CH4 productivity by codigesting swine manure with three crop residues as an external carbon source. Bioresource Technology, 4042-4047.

Zinder, S. K. (1984). Non-aceticlastic methanogenesis from acetate: acetate oxidation by a thermophilic syntrophic coculture. Archives of Microbiology, 263-272.