Tesis Merlin Rivera

UNIVERSIDAD DE LA SERENA

Facultad de Ciencias

Escuela de Agronomía

PRODUCCIÓN DE ABONO ORGÁNICO Y BIOGÁS

MEDIANTE BIODIGESTIÓN ANAERÓBICA DE LODOS

ACTIVOS.

Seminario de Título para Optar al Título de Ingeniero

Agrónomo y al Grado Académico de Licenciado en Agronomía.

PROFESORES GUIAS: SRA. CAROL KRAUSZ BARRIENTOS.

SR. LORGIO AGUILERA JOPIA.

MERLIN RIVERA TORO

2010

ÍNDICE DE MATERIAS.

MATERIA PÁGINA

RESUMEN I

ABSTRACT II

1. INTRODUCCIÓN 1

1.1 SITUACIÓN ENERGETICA DE CHILE 1

1.2 PROBLEMAS AMBIENTALES Y ENERGÉTICOS EN LA AGRICULTURA

3

1.3 ENERGÍA RENOVABLE 6

1.3.1 Energía de la biomasa 6

1.3.1.1 Fuentes de la biomasa 8

1.3.1.1.1 Biomasa natural 8

1.3.1.1.2 Biomasa residual 9

1.3.1.1.3 Excedentes agrícolas 11

1.3.1.1.4 Cultivos energéticos 11

1.2.1.2 Ventajas de la utilización de la biomasa 12

1.2.1.3 Desventaja de la biomasa 13

1.4 SITUACIÓN CHILENA DE LAS PLANTAS DE AGUAS SERVIDAS Y LOS LODOS ACTIVOS

14

1.5 DIGESTIÓN ANAERÓBICA 20

1.5.1 Etapas de la digestión anaeróbica 20

1.5.2 Microbiología de la digestión anaerobia 22

1.5.2.1 Grupo I:Bacterias Hidrolíticas – Fermentativas 22

1.5.2.2 Grupo II: Bacterias Acetogénicas 22

1.5.2.3 Grupo III: Bacterias Metanogénicas. 23

1.6 BIODIGESTORES 24

1.6.1 Clasificación de los biodigestores 25

1.6.2 Modelo de biodigestores 25

1.6.2.1 Modelo Chino 26

1.6.2.2 Modelo Hindú 27

1.6.2.3 Modelos horizontales 28

1.6.2.4 Modelo Batch por lotes 29

1.6.3 Ventajas del uso de biodigestores como técnica de reciclaje 31

1.6.4 Desventajas de los biodigestores 32

1.7 PRODUCCIÓN DE BIOGÁS, UNA ALTERNATIVA AMIGABLE AL

MEDIO AMBIENTE

32

1.7.1 Composición del biogás 33

1.8 BIOABONO PRODUCTO DE LA BIODIGESTIÓN ANAERÓBICA 34

1.9 HIPOTESIS 37

2. OBJETIVOS 38

2.1 OBJETIVO GENERAL 38

2.2 OBJETIVOS ESPECÍFICOS 38

3. MATERIALES Y MÉTODOS 39

3.1 LOCALIZACIÓN Y CONTEXTUALIZACIÓN DEL ENSAYO 39

3.2 MONTAJE E IMPLEMTACIÓN DE LOS BIODIGESTORES 39

3.3 LLENADO DE LOS BIODIGESTORES 41

3.4 DISEÑO EXPERIMENTAL 42

3.5 MEDICIÓN DE VARIABLES DEL ESTUDIO 43

3.5.1 Efluente liquido 43

3.5.1.1 Temperatura 43

3.5.1.2 Determinación de Coliformes fecales 44

3.5.1.3 Determinación de las características fisicoquímicas y componentes orgánicos de los efluentes 46

3.5.1.4 Medición de las capacidades mejoradoras de suelos 47

3.5.2 Biogás 49

3.5.2.1 Volumen de gas producido 49

3.5.2.2 Eficiencia del biogás, medición de la capacidad calorífica 50

3.6 ANÁLIS ESTADÍSTICOS 51

4. RESULTADOS Y DISCUSIONES 52

4.1 ANALISIS DE LOS EFLUENTES DE LA BIODIGESTIÓN 52

4.1.1 Condición inicial de los lodos activos utilizados en al biodigestión. 52

4.1.2 Evaluación de las temperaturas en la biodigestión 53

4.1.3 Análisis biológicos, evaluación de los Coliformes fecales 56

4.1.4 Análisis físicos, químicos y componente orgánico de los efluentes

58

4.1.4.1 Composición orgánica de los efluentes 58

4.1.4.2 Componentes químicos del efluente 60

4.1.4.3 Concentración de metales pesados 67

4.1.5 Propiedades mejoradoras de suelos de los efluentes 71

4.2 ESTIMACIÓN DE LA PRODUCIÓN DE BIOGÁS 72

4.2.1 Volumen de gas producido 72

4.2.1 Estimación del poder calorífico del biogás 75

5. CONCLUSIONES 77

6. BIBLIOGRAFIA 78

ANEXOS

ÍNDICE DE CUADROS.

CUADRO PÁGINA

1. Generación de lodos provenientes de plantas de tratamientos de aguas domesticas 15

2. Características fisicoquímicas y biológicas de los lodos activos sin tratamiento 17

3. Concentración de metales pesados en lodos activos 18

4. Concentración máxima de metales pesados en compost producidos en base de lodos 19

5. Composición del biogás 34

6. Parámetros fisicoquímicos y orgánicos encontrados en la biomasa utilizada en la biodigestión

53

7. Concentración de metales pesados del efluente en el periodo de biodigestión 68

8. Concentración de metales pesados aceptados por la NCh 2880 para cualquier tipo de compost 69

9. Contenidos máximos de metales pesados en los suelos antes de una aplicación de lodos 70

10. Cálculo de la producción de biogás por biodigestor 73

ÍNDICE DE FIGURAS.

FIGURA PÁGINA

1. Ciclo de la generación de biomasa 8

2. Tratamiento para la reutilización de la biomasa 12

3. Representación esquemática simplificada del proceso de digestión anaeróbica de la materia orgánica. 21

4. Modelo de biodigestor Chino 27

5. Modelo de biodigestor Hindú 28

6. Modelo de biodigestor horizontal de estructura flexible 29

7. Modelo biodigestor de Batch 30

8. Análisis de ecosistema para un biodigestor de polietileno basado en 7885 Kg de estiércol fresco 36

9. Biodigestor tipo Batch de régimen estacionario (Elaboración propia)

39

10. Biodigestor tipo Batch, utilizados en el sistema experimental 41

11. Determinación de Coliformes fecales en medio A-1 45

12. Efluentes obtenidos del proceso de biodigestión 47

13. Determinación de la capacidad de retención de humedad del suelo 48

14. Suelos tratados en periodos de secado a temperatura ambiente. 49

15. Temperatura atmosférica alcanzada en el periodo de biodigestión

55

16. Temperaturas alcanzadas en el efluente por el proceso de biodigestión 55

17. Evolución de Coliformes fecales según el numero más probable (NMP) en los efluentes. 57

18. Comportamiento de la materia orgánica en los efluentes de la biodigestión 58

19. Relación carbono/nitrógeno de los efluentes 60

20. Evolución del nitrógeno en el periodo de biodigestión 62

21. Evolución del potasio en el proceso de biodigestión 63

22. Evolución del fosforo en el proceso de biodigestión 63

23. Conductividad eléctrica expresada en, para el periodo de biodigestión 65

24. El pH y su comportamiento en los efluentes 66

25. Densidad del liquido en los biodigestores 67

26. Evaluación de la retención de humedad para dos tipos de suelos con aplicación de lodos biodegradados.

72

27.Diferencias volumétricas en la producción de biogás 73

28. Medición comparativa de la eficiencia del biogás 75

RESUMEN.

La biodigestión anaeróbica es una alternativa importante para la

depuración de biomasa y su posterior reutilización. En este trabajo se evalúo el

funcionamiento de este proceso en el saneamiento de lodos activos para su

aplicación como fertilizante orgánico, además de la obtención de una fuente

energética producida por la generación de biogás. En el mismo, se planteó

reducir la carga microbiana de los lodos a parámetros aceptables por la

normativa vigente, además de evaluar la capacidad presentada por los

efluentes como fertilizante por su contenido de macroelementos (NPK), y

determinar el efecto que producen en las características de suelo al ser

tratados con ellos. Por otra parte se evalúo el contenido de biogás producido en

relación al volumen de materia orgánica utilizada y su capacidad calorífica

comparado con el gas comercial. Para alcanzar los objetivos, se elaboraron

tres biodigestores anaeróbicos, con capacidad de 180 litros para el tratamiento

de la biomasa, la cual permaneció con un tiempo de retención de 90 días

dentro del contenedor, en este periodo se realizaron mediciones a los efluentes

líquidos y gaseosos. Posterior al proceso de biodigestión se evalúo la

capacidad de retención de humedad en suelos tratados con el efluente líquido,

para una textura arcillosa y arenosa. Se disminuyó la concentración de

coliformes fecales, sin embargo la concentración mineral fue baja

manteniéndose las concentraciones que estaban presentes en la biomasa

original. El pH se mantuvo cercano al neutro haciendo posible la reutilización

de los efluentes, sin embargo la conductividad eléctrica osciló entre los 2 Ds/m

por lo que se debe tener en consideración en la aplicación. El biogás generado

fue de 0,188 m3 pero no se obtuvo resultados confiables sobre su capacidad

calorífica. Si bien la biodigestión resultó ser un proceso adecuado para la

depuración y reutilización de residuos, se debe tomar en cuenta que los

productos derivados finales del proceso van a depender de las condiciones en

que se realizó éste, pero más importante aún es la biomasa utilizada en la

biodigestión ya que esta es la responsable de las características finales de los

efluentes, además de la capacidad generadora de gas que presenta

intrínsecamente.

Palabras Claves: biodigestión anaeróbica, carga microbiana, biodigestores,

biogás, biomasa.

ABSTRACT.

The anaerobic bio-digestion is an important alternative for the purification of

biomass and his later reutilization. In this work I evaluate the functioning of this

process in the treatment of active muds for his application as organic fertilizer,

besides the obtaining of an energetic source produced by the generation of biogas.

In the same one, it considered to reduce the microbial abundance of the muds to

acceptable parameters for the current regulation, beside evaluating the capacity

presented by the effluent ones as fertilizer by his content of macroelements (NPK),

and to determine his effect that they produce in the characteristics of soil on having

been treated by them. On the other hand, I evaluate the content of biogas

produced in relation to the volume of organic used matter and his calorific capacity

compared with the natural gas. To reach the aims, were elaborated three

anaerobic digestor, with capacity of 180 liters for the treatment of the biomass,

which remained with a time of retention of 90 days inside the container, in this

period measurements were realized to the effluents and gaseous. Later to the

process of bio-digestion I evaluate the capacity of humidity retention in soils

treated with the effluent, for a clayey and sandy texture. The concentration of fecal

coliform, nevertheless the mineral concentration was low being kept the

concentrations that were present in the original biomass. The pH was kept nearby

to the neutral one making possible the reutilization of the effluent ones,

nevertheless the electrical conductivity ranged between 2 Ds/m for what it is

necessary to have in consideration prior to application. The generated biogas was

of 0,188 m3 but reliable results were not obtained on his calorific capacity. The bio-

digestion is a process adapted for the purification and reutilization of residues, but

necessary to bear in mind that the derivative final products of the process are

going to depend on the conditions in which this one carried out, but more

importantly still it is the biomass used in the bio-digestion since this is a

characteristics of the effluent ones, besides the generating capacity of gas that it

presents intrinsically.

Words key: bio-digestion, anaerobic digestor, biogas, biomass.

1

1. INTRODUCCIÓN.

1.1 SITUACIÓN ENERGÉTICA EN CHILE.

HANS-JOSEF (2002) establece que en los países industrializados, el

abastecimiento de energía constituye un gran desafío. La energía es

imprescindible para el funcionamiento de la economía y el bien común. Por ello, la

política energética se debe basar en tres pilares fundamentales; seguridad de

abastecimiento, compatibilidad con el medio ambiente y rentabilidad.

La situación energética de Chile, según LARRAÍN (2004), es consecuencia

de una opción de política sectorial casi exclusivamente centrada en criterios de

mercado, con un gran protagonismo del sector privado (principalmente

transnacional) y un débil rol del Estado. Esta fórmula evidencia una serie de

falencias en términos de política energética y de sustentabilidad, entre las que se

destacan, la excesiva dependencia de combustibles externos, vulnerabilidad

energética, límites ambientales y contaminación local, inequidad en el

abastecimiento y en el pago por servicios energéticos; por último el rol secundario

del Estado para abordad dichas temáticas.

Por otro lado, CASTILLO y MALDONADO (2004) agregan que Chile se

abastece principalmente de combustibles fósiles importados y megaproyectos

energéticos (centrales hidroeléctricas de gran escala), lo que se traduce en graves

problemas de vulnerabilidad y dependencia. Casi el 70% del consumo energético

primario y secundario en el país se satisface con combustibles fósiles, (de los

cuales más de la mitad corresponden a petróleo y gas natural importados), sin

adoptar medidas para revertir o evitar el impacto negativo que genera en el

ambiente el uso de estos combustibles.

2

Los mismos autores reafirman la extraordinaria dependencia que Chile

presenta desde el punto de vista energético, ya que sus recursos no renovables

están prácticamente agotados y/o los costos de explotación son muy elevados,

respecto de los precios que éstos tienen en el mercado internacional. A su vez, los

recursos renovables hidroeléctricos y biomasa, han sido sometidos a una

explotación intensiva y en la mayoría de los casos, no sustentable. El país dispone

de condiciones naturales favorables para la explotación de Energías renovables

no convencionales (ERN1), las que representaban en 1993 de acuerdo a un

estudio realizado por la Comisión Nacional de Energía (CNE) un 0,2% de la matriz

energética, cifra que no ha cambiado sustancialmente, puesto que los proyectos

de energías renovables implementados en los últimos años (orientados

principalmente a la electrificación de zonas aisladas) han sido de pequeña

envergadura.

GANZUA (2007), por su parte argumenta que la seguridad en el

abastecimiento energético en un país netamente importador de energía como es

Chile, donde aproximadamente las tres cuartas partes de la energía consumida

provienen del exterior, convierte la búsqueda de alternativas para la diversificación

de la matriz energética en una cuestión de vital importancia para asegurar un

desarrollo sostenible. Las Energías Renovables se perfilan como una alternativa

limpia, segura y eficiente.

ENCINA (2004), agrega que Chile es un país privilegiado en cuanto a la

disponibilidad de fuentes renovables de energía, por sus características

geográficas y climáticas, lo cual no está representado en la matriz energética

nacional. Esto ha abierto la discusión sobre el tema en diferentes sectores de la

1 Las ERNC son energías originadas en fuentes no contaminantes, que permiten un abastecimiento

energético sustentable –con mínimos impactos ambientales y sociales- si se las utiliza con tecnologías

apropiadas. Tal es el caso de la energía eólica, solar, geotérmica, biomasa, pequeñas hidráulicas y

mareomotrices.

3

sociedad. Paulatinamente, se ha reconocido la importancia de comenzar a definir

el rol que deben cumplir las energías renovables no contaminantes en el país,

dentro de la matriz energética.

LARRAÍN y ENCINA (2004) también destacan el gran potencial que tienen

las energías renovables en Chile y en América Latina (por su amplia

disponibilidad); estos recursos constituyen fuentes de energía limpias y no

contaminantes; permiten una mayor independencia energética, reduciendo la

vulnerabilidad; favorecen la diversificación de actores en el sector energético; y en

definitiva, aportan mayor estabilidad política. Dentro de estas fuentes de energía,

“la biomasa” es un recurso renovable cuya utilización presenta características

singulares y beneficios notables. Se trata de una fuente prácticamente inagotable,

producida cíclica y continuamente por los reinos vegetal, animal y los sistemas

urbano e industrial, y existe por lo menos en alguna de sus formas en todos los

espacios geográficos.

1.2 PROBLEMAS AMBIENTALES Y ENERGÉTICOS EN LA AGRICULTURA.

Las explotaciones agrícolas son sindicadas por BETETA y GONZÁLEZ

(2005) como una fuente importante del deterioro ambiental irreversible, ya que la

utilización de energías no renovables como combustible fósil, gas natural, así

como también el uso irracional de plaguicidas, fertilizantes químicos y la

deforestación de los bosques, constituyen en gran parte la causa de este

problema.

PIMENTEL y PIMENTEL (2005), también discuten la importancia de los

sistemas agrícolas industriales, basados en un alto nivel de aporte de insumos

fósiles. Su sostenibilidad puede ser cuestionada dado que los ecosistemas

agrícolas a nivel mundial están siendo degradados severamente por la erosión del

4

suelo, la salinización y la contaminación del agua, además los recursos de energía

fósil que son esenciales para la fabricación de fertilizantes, plaguicidas, así como

para el funcionamiento de la maquinaria agrícola y para impulsar sistemas de

riego, no son renovables.

Mientras la modernización agrícola avanza, según ALTIERI y NICHOLLS

(2002), la relación entre la agricultura y la ecología se debilita en la medida en que

los principios ecológicos son ignorados y/o sobrepasados. De hecho, muchos

científicos agrícolas han llegado al consenso de que la agricultura moderna

confronta una crisis ambiental. Existe evidencia que muestra, que aunque el

sistema agrícola imperante con una aplicación intensiva de capital y tecnología, ha

sido extremadamente productivo y competitivo, trae consigo también una serie de

problemas económicos, sociales y ambientales.

GONZÁLEZ et al. 2002, expresan que no es fortuito que, en este manejo

productivo, los agricultores hayan privilegiado las actividades intensivas que

mantienen el suelo completamente limpio, en vez de construir obras para la

conservación de suelos; aplicar fertilizantes químicos, en vez de promover la

fertilidad natural; mantener un suelo completamente sano o libre de plagas y

enfermedades, en vez de lograr un equilibrio del sistema agrícola. En otras

palabras se eleva la producción a cualquier costo, en vez de buscar el equilibrio

agroecológico en el predio, utilizando fertilizantes químicos poniendo el énfasis en

el logro del máximo potencial del rendimiento del cultivo, deja de lado la

regeneración del suelo.

Por otro lado si además en las empresas agropecuarias y agroindustriales

actualmente no se tratan las excretas y los demás desechos orgánicos, estos se

descomponen naturalmente, contaminan las fuentes de agua y producen gases

como el óxido nitroso, metano, amoníaco, monóxido y/o dióxido de carbono, los

cuales se liberan a la atmósfera, contribuyendo al calentamiento global de la

5

tierra, debido al efecto invernadero que causan estos compuestos. El gas metano

(CH4) y el óxido nitroso (NO) tienen respectivamente 20 y 300 veces mayor efecto

invernadero, comparados con el dióxido de carbono (CO2), por otra parte el

amoníaco (NH4) y el Ácido sulfhídrico (H2S) contribuyen con la lluvia ácida

(BOTERO, 2006).

Durante mucho tiempo los hombres han dependido de los sistemas de

agricultura sostenible para su supervivencia. En la actualidad, se presentan

grandes problemas debido al rápido ritmo de crecimiento de la población humana

y a la disminución de las tierras fértiles y de los recursos de energía fósil. Para

satisfacer las necesidades básicas de alimentación de la población mundial en

expansión, deberá desarrollarse un sistema agrícola productivo y sostenible.

Partiendo del análisis de diversos sistemas agrícolas, se debe estudiar el uso

eficiente de todos los recursos energéticos y aprender a conservar la tierra, el

agua y los recursos biológicos que son esenciales para lograr una agricultura

sostenible en el futuro (PIMENTEL y PIMENTEL, 2005).

Para SANS (2007), es una necesidad urgente el desarrollo de métodos de

gestión agrícola que permitan armonizar la producción agraria, la conservación de

los recursos naturales y el desarrollo rural. En este sentido, la agroecología,

disciplina que tiene por objetivo el conocimiento de los elementos y procesos

clave que regulan el funcionamiento de los agroecosistemas y establece las

bases científicas para una gestión eficaz, en armonía con el ambiente, propone el

diseño de modelos de gestión agraria basados en un enfoque más ligado al

medioambiente y socialmente más sensible, centrados no únicamente en la

producción, sino también en la estabilidad ecológica de los sistemas de

producción.

GLIESSMAN et. al (2007) enfatizan que se debe tener en consideración el

proceso de transición de prácticas convencionales de manejo de los

6

agroecosistemas a prácticas de manejo ambientalmente más sanas, con el

objetivo de alcanzar sostenibilidad a largo plazo sin sacrificar ingresos

económicos. Esta transición ya está ocurriendo. Muchos agricultores, a pesar de

la fuerte presión económica que hay para mantener sistemas convencionales de

producción agrícola, están en el proceso de convertir sus unidades de producción

a manejos y diseños más sostenibles. Por lo tanto se deben apoyar las prácticas

que estén enfocadas a la búsqueda de este proceso, como el Manejo Integrado

de Plagas (MIP), las Buenas Prácticas Agrícolas, el reciclaje y reutilización de la

biomasa, entre otros.

1.3 ENERGÍA RENOVABLE.

CABELLO (2006), define la energía renovable, a aquella que en un período

determinado, vuelve a estar disponible en cantidades similares a las que se han

utilizado; el lapso de tiempo de recuperación es breve, esto depende de la

cantidad de energía que se consuma por unidad de tiempo. Es un recurso

autóctono, que se genera muy cerca de la zona en que será consumido, esto

permite el autoabastecimiento y evita los riesgos de traslado e incertidumbres. Por

otra parte, se favorece el desarrollo regional, basado en sus propios recursos

locales, generando más puestos de trabajo por unidad de producción energética,

una mayor riqueza y un aumento del bienestar social en el área.

1.3.1 Energía de la biomasa.

Entre las energías renovables se destaca el uso de productos obtenidos a

partir de materia orgánica para producir energía. Estos productos componen lo

que se denomina comúnmente “biomasa”, una definición que abarca un gran

grupo de materiales de diversos orígenes y con características muy diferentes. Los

7

residuos de aprovechamientos forestales y cultivos agrícolas, residuos de podas

de jardines, residuos de industrias agroforestales, cultivos con fines energéticos,

combustibles líquidos derivados de productos agrícolas, residuos de origen animal

o humano, entre otros, todos pueden considerarse dentro de la citada definición.

Por otra parte en una acepción estrictamente ecológica, CABELLO (2006), la

define como un conjunto de sustancias orgánicas procedentes de seres vivos

depositados en un determinado lugar y también como el conjunto de materia

orgánica renovable de origen vegetal, animal o procedente de la transformación

natural o artificial de la misma.

La energía que contiene la biomasa es energía solar almacenada a través

de la fotosíntesis (Figura 1.), proceso por el cual las plantas, utilizan la energía

solar para convertir los compuestos inorgánicos que asimilan (como el CO2) en

compuestos orgánicos (IDEA, 2007a).

Chile cuenta con un importante potencial de energía de biomasa, existiendo

amplias posibilidades de aprovechamiento para la generación de biogás, aun que

actualmente sólo se extrae este combustible de algunos vertederos en la Región

Metropolitana, explotando volúmenes muy pequeños y poco significativos.

Figura 1: Ciclo de la gen

1.3.1.1 Fuentes de biomasa.

Las fuentes de biomasa que se pueden considerar de forma global según el

trabajo de ALONSO (2004) son las siguientes:

1.3.1.1.1 Biomasa natural.

Se considera

espontánea de la naturaleza (masas forestales generalmente), y actualmente es la

principal base energética de los países subdesarrollados que se encuentran en

Figura 1: Ciclo de la generación de biomasa (IDEA 2007a).

Fuentes de biomasa.


trabajo de ALONSO (2004) son las siguientes:

1.3.1.1.1 Biomasa natural.

Se considera a la biomasa natural como la procedente de forma



8


la procedente de forma



9

vías de desarrollo, por lo que se deberían establecer programas adecuados de

gestión de ese aprovechamiento, ya que se podría originar una degradación de los

ecosistemas con consecuencias tan negativas como la deforestación y la erosión

de grandes superficies de terreno.

1.3.1.1.2. Biomasa residual.

Respecto a la biomasa residual, se puede decir que en ella se incluyen

todas aquellas materias primas que se generan en las actividades de producción,

transformación y consumo, que no han alcanzado valor económico en el contexto

donde se generan.

Desde un punto de vista medioambiental, en algunas ocasiones provocan

graves problemas de contaminación derivado de su mala gestión, por lo que, si se

actúa convenientemente pueden ser aprovechados energéticamente con las

consiguientes revalorizaciones económicas. En este grupo se incluyen materiales

como los residuos agrícolas herbáceos (de cultivos como los cereales, girasol

(Helianthus annuus), canola (Brassica napus) o algodón (Gossypium hirstium)),

residuos agrícolas leñosos (de las podas de frutales de pepita, de hueso, cítricos,

olivo, vid o frutales de frutos secos), residuos de industrias agroalimentarias (en

industrias tan importantes como la del arroz, la del aceite de oliva, la de los frutos

secos o la del vino), residuos forestales (procedentes de los tratamientos silvícolas

para evitar incendios forestales y de las cortas de pies maderables en montes y en

matorrales), residuos de industrias forestales (generada en industrias de primera y

segunda transformación de la madera), residuos ganaderos (generados

mayoritariamente en las explotaciones intensivas de ganado porcino y vacuno),

aguas residuales (producidas como consecuencia de la actividad humana e

industrial) y residuos sólidos urbanos (RSU), producidos en las concentraciones

urbanas e industriales como consecuencia de las actividades diarias.

10

Para MIRNADA (1999) dentro de la biomasa residual, las aguas residuales

o agua servida presentan un gran importancia, definiéndolas como una

combinación de los líquidos y residuos arrastrados por el agua proveniente de

casas, edificios comerciales, fábricas e instituciones junto a cualquier agua

subterránea, superficial o pluvial que pueda estar presente; además expone que

existen cuatro fuentes de aguas residuales las cuales son: 1. Aguas domesticas o

urbanas; 2. Aguas residuales industriales; 3. Aguas de usos agrícolas y 4. Aguas

pluviales.

Las aguas domesticas o urbanas presentan mayor importancia relativa en

relación a las demás fuentes desde el punto de vista de la biomasa, ya que al ser

tratadas producen una gran cantidad de residuos, siendo el principal método

utilizado en el proceso la depuración las plantas de tratamientos mediante lodos

activados. Este método fue desarrollado en Inglaterra en 1914 por Andern y

Lockett y fue llamado así por la producción de una masa activada de

microorganismos capaz de estabilizar un residuo por vía aeróbica. En el proceso

de lodos activados, un residuo se estabiliza biológicamente en un reactor bajo

condiciones aeróbicas, en el cual los microorganismos son completamente

mezclados con la materia orgánica en el agua residual de manera que ésta les

sirve de sustrato alimenticio. El ambiente aeróbico se logra mediante el uso de

aireación por medio de difusores o sistemas mecánicos. Al contenido del reactor

se le llama líquido mezcla. Una vez que el agua residual ha sido tratada en el

reactor, la masa biológica resultante se separa del liquido en un tanque de

sedimentación y parte de los sólidos sedimentados son retornados al reactor,

siendo eliminada o purgada la masa sobrante, representando esta una fuente de

biomasa importante.

11

1.3.1.1.3 Excedentes agrícolas.

Los excedentes agrícolas son todas aquellas materias primas que se

encuentran en una situación cuya producción es mayor que su utilización. Su

empleo como materia prima energética debe ser en momentos puntuales para

remediar el problema de los excedentes, intentando que eso no se prolongue en el

tiempo porque si no la situación sería insostenible.

1.3.1.1.4 Cultivos energéticos.

Como cultivos energéticos se entienden todas aquellas especies vegetales

tradicionales con gran superficie de cultivo que se pueden desarrollar tanto para

uso alimentario como energético (caso de los cereales, girasol (Helianthus

annuus), canola (Brassica napus), entre otros), especies que se están ensayando

y mejorando las cuales tienen como principal destino el energético (caso de la

canola) e incluso especies alimentarias con superficie de cultivo reducido pero que

presentan un potencial energético muy alto como es el cardo.

Las posibilidades de tratamientos para estos tipos de residuos (biomasa),

están estudiadas en el trabajo de CABELLO (2006), y en este también se

menciona el destino final de la reutilización (Figura 2).

12

Figura 2: Tratamientos para la reutilización de la biomasa (CABELLO, 2006)

1.3.1.2 Ventajas en la utilización de la biomasa (DECAP, 2006)

Dentro de las principales ventajas que presenta la biomasa como fuente

energética, esta su carácter renovable; además de disminuir las emisiones de

CO2, ya que es la única fuente de energía que aporta un balance de C favorable,

de manera que la materia orgánica es capaz de retener durante su crecimiento

más CO2 del que se libera en su combustión. No emite contaminantes sulfurados

o nitrogenados causantes de la lluvia ácida; es posible aprovechar los excedentes

en el mercado de alimentos de los cultivos energéticos. Eso puede ofrecer una

nueva oportunidad al sector agrícola, además se traduce en un reciclaje y

disminución de residuos; también presenta un gran potencial para rehabilitar

tierras degradadas; se evita la contaminación del medio aprovechando los

TIPO DE RESIDUO TRATAMIENTO APROVECHAMIENTO

Residuos forestales Residuos agrícolas Residuos de ind. agrícolas Residuos de ind. forestales Residuos sólidos urbanos

Efluentes ganaderos Residuos ind. agroalimentaria Aguas residuales urbanas Residuos sólidos urbanos

Excedentes agrícolas Residuos ind. agroalimentarias Cultivos energéticos

Sin tratamiento Trituración Densificación Pirolisis Gasificación

Digestión anaeróbica

Fermentación alcohólica Extracción

COMBUSTIÓN

EN

HOGAR

COMBUSTIÓN

EN

MOTOR

13

residuos orgánicos para la obtención de energía; además se obtienen productos

biodegradables y por último puede provocar un aumento económico en el medio

rural.

En la actualidad la tecnología aplicada a la biomasa está sufriendo un gran

desarrollo. La investigación se está centrando en los siguientes puntos: (a) En el

aumento del rendimiento energético de este recurso; (b) En minimizar los efectos

negativos ambientales de los residuos aprovechados y de las propias

aplicaciones; (c) En aumentar la competitividad en el mercado de los productos;

(d) En posibilitar nuevas aplicaciones de gran interés como los biocombustibles.

1.3.1.2 Desventajas de la biomasa (DECAP, 2006).

La Energía de la biomasa tiene un mayor costo de producción frente a la que

proviene de los combustibles fósiles, además los combustibles derivados de

biomasa presentan un menor rendimiento energético en comparación con los

combustibles fósiles; la materia prima es de baja densidad energética, lo que

quiere decir que ocupa mucho volumen y por lo tanto puede tener problemas de

transporte y almacenamiento, por lo que es necesario un acondicionamiento o

transformación de la materia prima para la utilización, por otra parte también para

el aprovechamiento de la biomasa se exige un aporte notable en cantidad de

energía para su recolección, transporte y otra transformación en combustible útil,

lo cual reduce considerablemente la energía neta resultante.

14

1.4 SITUACIÓN CHILENA DE LAS PLANTAS DE AGUAS SERVIDAS Y LOS

LODOS ACTIVOS.

Según BARAÑAO y TAPIA (2004), gracias a la promulgación de diversas

normativas ambientales durante la última década se ha impulsado de manera

importante la construcción de Plantas de Tratamiento de Aguas Servidas (PTAS)

en Chile. A comienzos de la década de los 90 comenzó en el país, en forma

incipiente, el proceso de construcción de PTAS, éste se aceleró significativamente

desde el año 2000, con la publicación de la Norma de Emisión de Residuos

Líquidos a Aguas Marinas y Continentales Superficiales (Comisión Nacional del

Medio Ambiente, 2001).

Actualmente en Chile la Superintendencia de Servicios Sanitarios (SISS) es

quien fiscaliza el cumplimiento de la normativa y según el Informe de Gestión del

Sector Sanitario (SISS, 2008), el 82,6% de la población recibe cobertura en el

tratamiento de las aguas servidas a cargo de empresas sanitarias

correspondientes a cada región, las cuales a fines del 2008 presentaban un total

de 257 plantas de tratamiento de aguas servidas autorizadas, las que se

encuentran en su totalidad en operación. De acuerdo a proyecciones realizadas en

este trabajo, el índice de cobertura de tratamiento de aguas servidas a nivel

nacional alcanzará prácticamente un 98,7% en los próximos cinco años.

Según la SISS (2008), entre los principales sistemas de tratamientos

empleados por las PTAS están los emisarios submarinos (12,5%), lagunas

aireadas (21%) y lodos activados (57,2%). El sector sanitario ha continuado la

tendencia de la implementación de sistemas de tratamiento de aguas servidas

basados en la tecnología del tipo lodos activados en aquellas áreas urbanas

donde se descargaban aguas servidas crudas a cursos de aguas superficiales

continentales.

15

Como ya se mencionó, la mayor cantidad de PTAS corresponden a la

modalidad de lodos activados, información avalada en el trabajo de CHAMY y

VIVANCO (2007), estos autores añaden por otra parte, que si bien esta tecnología

permite sanear las aguas, genera alrededor de 0,88 kg de lodo húmedo por m3 de

agua tratada, tomando en cuenta que la cantidad y composición de los lodos

varían según las características de las aguas residuales tratadas, se obtienen un

volumen considerable de lodos (Cuadro 1).

Cuadro 1: Generación de lodos provenientes de plantas de tratamiento de aguas

domésticas, tipo lodos activos.

Fuente: CHAMY y VIVANCO 2007.

Las PTAS que generan lodos varían en función del uso que les dan a los

mismos (Cuadro 1), logrando diferenciar tres grupos; las plantas que metanizan

los lodos generados (BM), las que disponen los lodos en vertederos autorizados

16

(RS), y las que realizan otros procesos como compostaje (OU), siendo RS

mayoritariamente el destino final.

Según la Comisión Nacional del Medio Ambiente (CONAMA) (2000), los

lodos pueden presentar propiedades para usos agronómicos, siempre que se

tomen los resguardos sanitarios y ambientales necesarios en su manejo. El uso

agrícola de los lodos está respaldado por más de diez años de experiencia en el

mundo y además por estudios de investigaciones de los aspectos ambientales,

como son, el contenido de metales pesados, microorganismos patógenos y

nutrientes presentes en los mismos

En el ámbito mundial se han desarrollado alternativas de uso de los lodos

generados en las plantas de tratamientos de aguas residuales, siendo una de ellas

la incorporación en los suelos agrícolas, evitando así el costo de confinamiento.

Esta práctica representa la oportunidad de darle un valor agregado al residuo que

se está generando en las plantas tratadoras de aguas residuales, al aprovecharse

como fertilizante y/o acondicionador al suelo. Una desventaja del uso de los

biosólidos, es que el contenido de nutrientes esenciales para los vegetales, es

muy variable debido a cambios de concentraciones del influente a la planta de

tratamiento y a cambios en la actividad microbiológica y química de la misma

(HERNÁNDEZ, 2005).

Para reutilizarlos como se expone anteriormente, los lodos deben ser

tratados para estabilizar las características fisicoquímicas y principalmente las

biológicas, las cuales son expuestas en los cuadros 2 y 3 elaborados con lodos

crudos para una planta tipo de lodos activados.

17

Cuadro 2. Características fisicoquímicas y biológicas de los lodos activos sin

tratamiento.

PARÁMETROS UNIDAD VALOR

Ph pH 7,00

C.E dS/m 1,90

M.O % 0,12

C. Orgánico % 0,07

Relación C/N 1,80

N. Total % 0,04

NH4 Disponible % 0,0087

P Total % 0,0034

P2O5 Total % 0,0078

K Total % 0,0025

K2O Total % 0,0030

Ác. Húmicos % 0,07

Ác. Fúlvicos % 0,07

Ex. Húmicos Totales % 0,14

Densidad g/cc 1,01

Coliformes fecales. NMP ˃ 1600

Fuente: Elaboración propia, datos tomados de lodos PTAS Sotaquí, Aguas del

Valle.

18

Cuadro 3. Concentración de metales pesados en lodos activos.

Elemento (Total) Unidad Día 0

Arsénico mg/L < 0,01

Cadmio mg/L < 0,01

Cobre mg/L 3

Cromo mg/L < 0,01

Mercurio mg/L < 0,01

Níquel mg/L 0,9

Plomo mg/L < 0,01

Zinc mg/L 7

Fuente: Elaboración propia, datos tomados de lodos PTAS Sotaquí, Aguas del

Valle.

Los lodos para ser utilizados deben cumplir con los requisitos de la Norma

Chilena 2880, Compost - clasificación y requisitos (Instituto Nacional de

Normalización (INN), 2004), en la cual se definenen dos clases de compost de

acuerdo a su nivel de calidad. Compost clase A: este producto no presenta

restricciones de uso, Su conductividad eléctrica debe ser menor a 3 dS/m y su

relación C/N debe ser menor o igual a 25. Por otro lado está compost clase B,

Este producto presenta algunas restricciones de uso, por lo que para ser aplicado

requiere ser mezclado con otros elementos adecuados. Su conductividad eléctrica

debe estar entre 3 dS/m y 8 dS/m y su relación C/N debe ser menor o igual a 30.

Sin embargo desde el punto de vista microbiológico ambos deben cumplir con

una población de coliformes fecales inferiores a 1000 NMP por gramo de compost,

en base seca. Además todas las clases de compost deben cumplir con los

19

requisitos de concentración máxima permitida de metales pesados indicados en

Cuadro 4:

Cuadro 4: Concentraciones máximas de metales pesados en compost producidos

en base a lodos.

Metales pesados Concentraciones máximas

en mg/kg de compost.

Arsénico 15

Cadmio 2

Cobre 100

Cromo 120

Mercurio 1

Níquel 20

Plomo 100

Zinc 200

1) Concentraciones expresadas como contenidos

totales.

Fuente: NORMA CHILENA 2880, COMPOST - CLASIFICACIÓN Y REQUISITOS

(2004).

Dentro de los métodos más apropiados para la purificación de los efluentes

se encuentra la digestión anaeróbica debido a la alta capacidad que este proceso

presenta en la disminución de la carga microbiana (MCGARRY & STAINFORTH,

1978; citados por BOTERO & PRESTON, 1987). Esto es avalado por MONCAYO

(2005) quien postula a los biodigestores como estrategia para ayudar a disminuir

el impacto ambiental, ya que logran cumplir una función ecológica muy importante,

al reciclar totalmente los desechos orgánicos (biomasa) a un costo muy bajo.

20

1.5 DIGESTIÓN ANAERÓBICA.

El proceso de digestión anaeróbica presenta múltiples aplicaciones en la

reutilización de residuos orgánicos, en este ámbito, GARCÍA-MORALES et al.

(2008), afirman que la digestión anaeróbica se ha aplicado de forma generalizada

para el tratamiento de residuo de alta carga orgánica; fracción orgánica de

residuos sólidos urbanos, lodos de depuradora y aguas residuales de industria del

sector agroalimentario.

La digestión anaeróbica es un proceso biológico, en que la materia orgánica

en ausencia de oxígeno y mediante la acción de un grupos de bacterias

específicas, se descomponen en un producto gaseoso, “biogás” (CH4, CO2, H2,

H2S, etc.), y en un efluente, compuesto por una mezcla de productos minerales (N,

P, K, Ca, etc.) y compuestos de difícil degradación (IDEA, 2007b).

1.5.1 Etapas de la digestión anaeróbica

DE MES (2003) presenta el proceso de digestión anaeróbica

subdividiéndolo en cuatro fases, cada una de éstas requiere su propio grupo

característico de microorganismos para ser llevada a cabo:

1. Hidrólisis: conversión de biopolímeros no soluble a compuestos solubles

orgánicos. Esta etapa esta realizada por anaeróbicos facultativos

2. Fermentación: conversión de compuestos solubles orgánicos a ácidos

grasos volátiles y CO2.

3. Acetogénesis: conversión de ácidos grasos volátiles a acetato y H2

4. Metanogénesis: conversión de acetato y CO

MADIGAN et al.

de metano lo llevan a cabo un grupo de arqueas anaeró

tales organismos

Una representación esquemática simplificada de la degradación anaerobia

de la materia orgánica se muestra en la Figura 3.

Figura 3: Representación esquemática simplificada

de la materia orgánica

Fermentación

Metanogénesis: conversión de acetato y CO2 más H2 a gas

et al. en su libro explican que el proceso de producción biológica

de metano lo llevan a cabo un grupo de arqueas anaeró

ales organismos reciben el nombre de metanógenos.,


ánica se muestra en la Figura 3.

Figura 3: Representación esquemática simplificada de la degradación anaeróbica

de la materia orgánica (DE MES, 2003).

Ácidos volátiles (Butílico, Propiónico, Acético, Láctico), Alcohol.

21

a gas metano (CH4).

su libro explican que el proceso de producción biológica

de metano lo llevan a cabo un grupo de arqueas anaeróbicas estrictas,


de la degradación anaeróbica

22

1.5.2 Microbiología de la digestión anaerobia.

Para RODRÍGUEZ (s.f.) la degradación anaerobia de la materia orgánica

requiere la intervención de diversos grupos de bacterias facultativas y anaerobias

estrictas, las cuales utilizan en forma secuencial los productos metabólicos

generados por cada grupo. La digestión anaerobia de la materia orgánica

involucra tres grandes grupos tróficos:

1.5.2.1 Grupo I: Bacterias Hidrolíticas – Fermentativas

Las bacterias que llevan a cabo las reacciones de hidrólisis y acidogénesis

son anaerobias facultativas y los géneros más frecuentes que participan son los

miembros de la familia Enterobacteriaceae, además los géneros Bacillus,

Peptostreptococcus, Propionibacterium, Bacteroides, Micrococcus y Clostridium.

Las bacterias con actividad proteolítica son en su mayoría especies de los géneros

Clostridium, Peptococcus, Bifidobacterium y Staphylococcus. Bacterias como

Anaerovibrio lipolytica con actividad lipolítica han sido aisladas del rumen de

bovinos; igualmente la Butyrovibrio fibrisolvens hidroliza fosfolípidos cuando crece

con azúcares fermentables como fuente de carbono.

1.5.2.2 Grupo II: Bacterias Acetogénicas

Para que tenga lugar una eficiente metanogénesis, los productos de

fermentación como el propionato (ácido propiónico) y el butirato (ácido butírico)

deben ser oxidados a acetato, CO2 y H2, esta oxidación es llevada a cabo por un

grupo denominado organismos acetógenos productores obligados de hidrógeno

(OHPA), mediante un proceso conocido como acetogénesis. Aunque la mayoría

de este tipo de reacciones consume energía, en ambientes anaerobios donde la

23

energía disponible es baja, el acoplamiento de la actividad de las bacterias OHPA

con las bacterias consumidoras de H2 (metanógenos hidrogenofílicos) permite un

balance energético favorable. Este último grupo, consume el hidrogeno generado

por las OHPA manteniendo una presión parcial de H2 a un nivel adecuado para

que termodinámicamente pueda darse la conversión de los AGV a acetato e

hidrógeno. Esta asociación se conoce como “relación sintrófica” o “transferencia

interespecífica de hidrógeno”. Solamente un limitado número de especies del

grupo OHPA han sido aisladas; probablemente existan más, pero aún no son

conocidas. Dentro de las especies aisladas se pueden mencionar:

Syntrophomonas sapovorans, Syntrophobacter wolinii, Syntromonas wolfei,

Syntrophospara bryantii, Syntrophus buswellii

Dentro del grupo de acetógenos existe un grupo de bacterias conocidas

como “bacterias homoacetogénicas” las cuales son anaerobias obligadas y utilizan

el CO2, como aceptor final de electrones, produciendo acetato como producto

único de la fermentación anaerobia. Este grupo no es un grupo taxonómico

definido, en el se incluyen una variedad de bacterias Gram (+) y Gram (-)

formadoras de esporas como: Clostridium aceticum, Clostridium formicoaceticum y

Acetobacterium wooddi.

1.5.2.3 Grupo III: Bacterias Metanogénicas

Las bacterias metanogénicas pertenecen al grupo actualmente conocido

como Archeaea, cuyos miembros presentan características diferentes a las

encontradas en Bacteria. Estas características están relacionadas

fundamentalmente con la composición química de algunas estructuras celulares.

Las bacterias metanogénicas son anaerobias estrictas y producen metano como

principal producto del metabolismo energético. Dentro de estos organismos se

24

pueden identificar los siguientes ordenes; Methanobacteriales, Methanococcales,

Methanomicrobiales, Methanosarcinales y Methanopyrales.

1.6 BIODIGESTORES

Se les llama biodigestores a los depósitos en los que tiene lugar la digestión

anaerobia aprovechando el recurso de la Biomasa; a grandes rasgos se pueden

definir como recipientes o tanques que permiten la carga de sustratos y descarga

de bioabono (efluente) y también poseen un sistema de recolección de biogás

para su aprovechamiento energético (MONCAYO, 2005).

CAMPERO (2007), por su parte, define a un digestor de desechos

orgánicos, en forma simple, como un contenedor cerrado, hermético e

impermeable (llamado reactor), dentro del cual se deposita el material orgánico a

fermentar (excrementos animales y humanos, desechos vegetales, entre otros) en

determinada dilución de agua para que se descomponga, produciendo gas metano

y fertilizantes orgánicos ricos en nitrógeno, fósforo y potasio.

El mismo autor explica que, el fenómeno de biodigestión ocurre, debido a la

existencia de un grupo de microorganismos bacterianos anaeróbicos presentes en

el material fecal, que al actuar sobre los desechos orgánicos de origen vegetal y

animal, producen una mezcla de gases con alto contenido de metano (CH4),

llamado biogás, sumamente eficiente si se emplea como combustible. El resultado

de este proceso genera residuos con un alto grado de concentración de nutrientes

y materia orgánica, (ideales como fertilizantes) que pueden ser aplicados frescos,

pues el tratamiento anaerobio elimina los patógenos presentes en el sustrato.

25

1.6.1 Clasificación de los biodigestores.

En general, según BAQUEDANO Y MORALES (1987), los biodigestores se

pueden definir de las siguientes formas, según el diseño de construcción y al tipo

de proceso empleado.

Si se clasifican según el tipo de proceso empleado (particularmente según

el sistema de abastecimiento de la materia prima), se pueden encontrar tres tipos

de digestores: los de carga continua, los de carga discontinua y por último de

carga semicontinua.

- Biodigestores de carga continua: estos son cargados y descargados en

forma regular y periódica de tal manera que la producción de gas y

fertilizante (efluente o material orgánico fermentado) es permanente.

-

- Biodigestores de carga discontinua o régimen estacionarios: el ciclo de

producción de gas y fertilizante sólo puede ser continuado o reiniciado

una vez que la carga y descarga del total del contenido de materia prima

del digestor haya ocurrido.

- Biodigestores de carga semicontinua: la primera carga que se introduce,

consta de gran material; cuando va disminuyendo gradualmente el

rendimiento del gas se agregan nuevas materias primas y se descarga

el efluente regularmente en la misma cantidad (GUEVARA, 1996).

1.6.2 Modelos de biodigestores.

Existen muchos modelos entre los más populares está, “El Modelo Chino”,

“El Modelo Indio”, “El Modelo Batch o por Lotes” y “los Modelos Horizontales”, en

26

estos últimos se pueden encontrar los Rectangulares y Tubulares de plástico,

construidos con materiales que van desde plásticos prefabricados hasta polietileno

(GUEVARA, 1996).

1.6.2.1 Modelo Chino.

Este modelo (Figura 4) está muy difundido en China, más de cinco millones

de biodigestores se han construido en el país, pero desgraciadamente, la

tecnología no ha sido tan popular fuera de éste.

Este modelo corresponde a un digestor de cúpula fija en forma cilíndrica,

enterrado con cámaras de hidropresión. La estructura puede ser de hormigón, de

ladrillo, bloques, adobes y se les puede adicionar el gasómetro externo.

Este digestor por estar enterrado favorece el proceso fermentativo, con

poca influencia por los cambios de temperatura, la desventaja que presenta es

que la presión del gas es variable dependiendo del volumen acumulado.

27

Figura 4: Modelo de biodigestor chino (TORRES y ORTEGAS, 2009).

1.6.2.2 Modelo Hindú.

Es originario de India y se ha difundido mucho debido a la presión de

trabajo constante que se logra en el proceso, generalmente son verticales, con el

gasómetro incorporado (por lo que llama digestor de Cúpula Móvil), la estructura

se construye de bloques y concreto, el gasómetro es de acero, lo que lo hace

costoso (Figura 5).

El gasómetro posee una camisa que se desliza en un eje y lo mantiene

centrado para que no roce con las paredes ni se oxide, este eje descansa en una

viga transversal de concreto armado enjaulado.

28

Estos digestores son de alimentación continua, se construyen generalmente

enterrados quedando la cúpula sin gas en un nivel cercano a la superficie del

terreno.

Figura 5: Modelo de biodigestor Hindú (TORRES y ORTEGAS, 2009).

1.6.2.3 Modelos horizontales.

Se habla de digestor horizontal cuando estos no profundizan en el suelo,

son de forma rectangular aunque pueden ser cuadrados, se caracterizan por ser

en su mayoría de concreto armado debido a las presiones a que están sometidos

(Figura 6).

29

Su uso es generalmente para el saneamiento de descargas cloacales, ya

que su conformación alargada garantiza que el efluente al salir del cuerpo del

digestor, debido al flujo pistón y al tiempo de retención sea debidamente

degradado.

Estos digestores llevan generalmente en la parte superior una pequeña

cúpula metálica desmontable que sirve de boca de visita, la presión se controla

por el sello de agua, además requiere gasómetro adicional debido a la poca

capacidad de almacenamiento de la cúpula y el cuerpo del digestor.

Figura 6: Modelo de biodigestor horizontal de estructura flexible (CARRILLO,

2004).

1.6.2.4 Modelos Batch por lotes.

Estos biodigestores se caracterizan por que se cargan una sola vez,

presentan una cúpula metálica con sello de agua, la estructura se construye con

bloques y concreto reforzado (Figura 7); este modelo presenta la desventaja que

se debe construir obligatoriamente un gasómetro y al ser aéreo está afectado por

30

la temperatura ambiental. Se utiliza para degradar materias primas sólidas, como

restos vegetales, desechos orgánicos, entre otros.

El rendimiento volumétrico de gas es superior a cualquier digestor continuo,

igualmente ocurre con el abono sólido resultante; por eso este método permite el

tratamiento sanitario de desperdicios orgánicos, el control satisfactorio de toda

clase de plagas, así como la proliferación de moscas, permite la recuperación

eficiente y económica del metano y la retención de humus e ingredientes para uso

de fertilizantes.

Figura 7: Modelo biodigestor de Batch (TORRES y ORTEGAS, 2009).

31

1.6.3 Ventajas del uso de biodigestores como técnica de reciclaje.

Son muchos los beneficios que se obtienen al utilizar los biodigestores,

entre los más importantes se pueden mencionar los siguientes (CIPAV, 1995):

Proporcionan combustible (biogás) para suplir las necesidades energéticas

rurales, incrementando la producción de energía renovable (calor, luz, electricidad)

y de bajo costo, el proceso también presenta la capacidad de reducir la

contaminación ambiental al convertir en residuos útiles las excretas, aumentando

la protección del suelo, de las fuentes de agua, de la pureza del aire y del bosque.

Dichas excretas contienen microorganismos patógenos, larvas, huevos, pupas de

invertebrados que de otro modo podrían convertirse en plagas y enfermedades

para los cultivos; se produce abono orgánico (bioabono) con un contenido mineral

similar al de las excretas frescas, pero de mejor calidad nutricional para las plantas

y para la producción de fitoplancton, reduciendo el uso de de fertilizantes

químicos, cuya producción y aplicación tiene consecuencias negativas para el

medio ambiente global y local; mejora las condiciones higiénicas de la casa rural

y/o unidad de producción a través de la reducción de patógenos, huevos de

gusanos y moscas, los que mueren durante el proceso de biodigestión;

contribuyen a reducir los niveles de deforestación por el menor uso de leña con

fines energéticos, bajando la cantidad de trabajo relacionado con la recolección de

leña para cocinar, actividad llevada a cabo principalmente por mujeres; produce

beneficios micro-económicos a través de la sustitución de energía no renovable y

fertilizantes sintéticos por energía renovable y fertilizantes orgánicos; aumentan

los ingresos debido al incremento de la productividad agrícola y pecuaria; además

se reduce el riesgo de transmisión de enfermedades, ya que al reciclar en

conjunto las excretas animales y humanas en biodigestores es posible destruir

hasta el 95% de los huevos de parásitos y casi todas las bacterias y protozoarios

causantes de enfermedades gastrointestinales.

32

1.6.4 Desventajas de los Biodigestores

Entre las desventajas del proceso de biodigestión está el carácter líquido

del material orgánico obtenido en este tipo de biodegradación, lo que trae como

consecuencia en la aplicación de este efluente en forma líquida en suelos

permeables, la perdida por lixiviación de algunos de sus componentes causando

problemas de contaminación. Además es necesario tener un suelo húmedo para

hacer la aplicación del efluente, porque si el suelo está seco existe gran pérdida

de nitrógeno por volatilización. Por otra parte el gas metano, principal componente

del biogás, al ser lanzado a la atmósfera, causa el efecto invernadero.

1.7 PRODUCCIÓN DE BIOGÁS, UNA ALTERNATIVA AMIGABLE AL MEDIO

AMBIENTE.

Desde el inicio del presente siglo, según SECRETARIA PRO TEMPORE

(1999), se ha acrecentado la preocupación por encontrar un destino racional a la

enorme cantidad de basura y de aguas residuales en las grandes ciudades. La

obtención de productos de valor económico, como resultado de un procesamiento

adecuado de esos contaminantes, se consideraba hasta hace poco, como objetivo

secundario. El principal problema consistía en la eliminación de los mismos a

través de medios prácticos y de bajo costo operacional.

A pesar de las innumerables ventajas que ofrece el tratamiento de la basura

y de los desechos de las ciudades por biodegradación, eliminando los problemas

de la polución ambiental y permitiendo incluso, la obtención de productos de valor

económico como amoníaco, biogás y materia orgánica en la forma de humus para

utilización en agricultura, esta práctica, aunque bastante diseminada en el mundo

entero, todavía no ha alcanzado un nivel de cobertura que pueda ser considerado

ideal.

33

Todavía es muy común la práctica de quemar la basura o simplemente

aterrarla en las periferias de las ciudades, creando así, un permanente problema

de salubridad pública. En cuanto a los alcantarillados, con mucha frecuencia son

canalizados para el mar o para los ríos y lagos transformándose, ese sistema, en

una de las principales causas de polución ambiental y de desequilibrio ecológico a

largo plazo.

Dada la simplicidad operacional y la relativamente baja inversión financiera

requerida para la producción del biogás, por fermentación de desechos orgánicos,

se vislumbra una amplia posibilidad de difundir, a larga escala, la producción del

biogás con el objeto de volver autosuficiente al agricultor en relación a

combustibles para calefacción doméstica, iluminación y, así mismo, en

substitución de los carburantes derivados del petróleo para accionar pequeños

motores estacionarios de combustión interna, necesarios para el desempeño de

innumerables funciones en el campo.

1.7.1 Composición del biogás.

El biogás está constituido según BOTERO y PRESTON (1987), por una

mezcla de gases (Cuadro 5) y su composición depende del tipo de residuo

orgánico utilizado para su producción y de las condiciones en que se procesa. En

esta mezcla predomina el metano (CH4) y el dióxido de carbono (CO2), en donde

el último eslabón de este proceso genera el (CH4), es un gas inflamable y que

mediante una sencilla adaptación puede ser utilizado en cualquier cocina,

calefactor u otro proceso.

34

Cuadro 5: Composición del biogás.

Tipo de Gas. % Obtenido.

Metano (CH4) 55-75

Dióxido de Carbono (CO2) 35-45

Hidrógeno (H2) 1-3

Nitrógeno (N2) 0.5-3

Sulfuro de hidrógeno (H2S) 0.1

Vapor de agua Trazas

Fuente: SECRETARÍA DE AGRICULTURA, GANADERÍA, DESARROLLO

RURAL, PESCA Y ALIMENTACIÓN (2007).

BOTERO y PRESTON en el mismo trabajo informan que para poder utilizar

el gas, la mezcla debe purificarse, para dar más seguridad en su utilización. Se

debe eliminar el gas carbónico (CO2) haciendo burbujear el biogás a través de

agua, el ácido sulfhídrico haciéndolo burbujear a través de una solución de soda

cáustica en agua que contiene sulfato de cobre disuelto o pasándolo por una

trampa de limadura de hierro (esponjilla de alambre), o con la introducción de

pequeñas cantidades de aire (3% a 5% del volumen del depósito para el biogás)

reduciendo así hasta un 95% el ácido sulfhídrico producido. La humedad se

elimina circulando el biogás entre cloruro de calcio o sílica gel.

1.8 BIOABONO PRODUCTO DE LA BIODIGESTIÓN ANAERÓBICA.

En el pasado, los biodigestores fueron considerados principalmente como

una manera de producir gas combustible a partir de materia orgánica de desecho,

pero debido a la creciente importancia del uso sostenible de los recursos naturales

35

en los sistemas agrícolas, hoy se aprecia el papel de los biodigestores en una

perspectiva mucho más amplia, y específicamente, por su aplicación potencial

para el reciclaje de los nutrientes de los cultivos. Esto puede contribuir en la

reducción de la dependencia de los fertilizantes sintéticos y hacer más fácil el

cultivar orgánicamente PRESTON (2005).

Los mismos autores exponen que, el proceso anaeróbico y el largo tiempo

transcurrido dentro del biodigestor eliminan a la mayoría de organismos, incluso a

los parásitos intestinales, que pueden causar enfermedades. De esta manera, la

materia orgánica introducida es mejorada química y biológicamente a partir del

proceso de fermentación. Los cambios que ocurren en el substrato durante el

proceso de digestión han recibido relativamente poca atención y la preocupación

principal se ha centrado en los temas de salud y medio ambiente. Recientemente,

se ha empezado a prestar más cuidado al valor del efluente como fertilizante, en

cambio MONCAYO (2005), argumenta que quizá el producto más importante

desde el punto de vista económico y ambiental corresponde al efluente líquido del

biodigestor.

AGUILAR y BOTERO (2006) citan la experiencia obtenida por HEDLUND y

XUAN AN (2000), en donde se observó que durante el proceso de digestión

anaeróbica dentro del biodigestor, el carbono es el único elemento que es emitido

en cantidades considerables bajo condiciones normales. Otros nutrientes como

nitrógeno (N), fósforo (P), y potasio (K) se mantienen en iguales cantidades, pero

salen en una mayor concentración en el efluente, dado que el estiércol ha sido

digerido dentro del biodigestor y se ha reducido su volumen. Por tanto, la misma

cantidad anual de macronutrientes que ingresa al sistema es la que sale del

biodigestor a través de su tubo de salida. La Figura 8 muestra un flujo de

nutrientes para un biodigestor horizontal de polietileno, de flujo continuo que se

muestra en forma de ejemplo en este trabajo.

36

Figura 8: Análisis de ecosistema para un biodigestor de polietileno basado en

7885 kg de excrementos frescos (AGUILAR y BOTERO, 2000).

MONCAYO (2005) opina que el biodigestor mejora la capacidad fertilizante del

material a fermentar ya que todos los nutrientes tales como nitrógeno, fósforo,

potasio, magnesio así como los elementos menores son conservados en el

efluente. En el caso del nitrógeno, buena parte del mismo, presente en forma de

macromoléculas es convertido a formas más simples como amonio (NH4), las

cuales pueden ser aprovechadas directamente por los vegetales.

El mismo autor argumenta que el efluente por su presentación casi líquida,

permite un fácil manejo en sistemas de riego. Su uso ha sido probado en varios

países y en diferentes cultivos, reportando incrementos en las cosechas y

mejoramientos en las propiedades del suelo.

37

1.9 HIPÓTESIS DE ESTUDIO.

Con el tratamiento anaeróbico de lodos activos es factible generar bio-abono

de alta efectividad para la producción agrícola, reduciendo los coliformes fecales a

una densidad inferior a la expuesta en la Norma Chilena 2880, Compost -

clasificación y requisitos. Además se postula que con este tratamiento se

producirá biogás como fuente de energía potencial.

38

2. OBJETIVOS.

2.1 OBJETIVO GENERAL:

- Producir efluentes orgánicos a partir de la fermentación anaeróbica de

lodos activos mediante el proceso de biodigestión, para uso en la

agricultura y generación de biogás.

2.2 OBJETIVOS ESPECÍFICOS:

- Reducir la carga microbiológica de los lodos activos a una densidad menor

a 1.000 Número Más Probable (NMP) de coliformes fecales, por gramo de

lodos.

- Generar un biofertilizante natural resultante de la degradación de los lodos

activos.

- Evaluar la capacidad del abono orgánico como mejorador de suelos.

- Obtener biogás con alto poder energético utilizando un biodigestor de

régimen estacionario.

- Determinar eficiencia del biogás obtenidos, comparándolos con la contra

parte comercial.

39

3. MATERIALES Y MÉTODOS.

3.1 LOCALIZACIÓN Y CONTEXTUALIZACIÓN DEL ENSAYO.

El ensayo se realizó en las dependencias de la Universidad de La Serena,

Campus Limarí, Ovalle, Región de Coquimbo. El estudio consistió en la

elaboración de una partida de tres biodigestores implementados al aire libre, para

el tratamiento anaeróbico de lodos activos.

3.2 MONTAJE E IMPLEMENTACIÓN DE BIODIGESTORES.

Se construyeron tres biodigestores tipo Batch, utilizando un sistema

modificado de régimen estacionario, (Figura 9), el cual se diseñó como una

alternativa económica para realizar este proceso.

Figura 9: Biodigestor tipo Batch de régimen estacionario (elaboración propia).

40

La implementación de los biodigestores (Figura 10) se realizó construyendo

en primer lugar un reactor a partir de un tambor metálico de 200 L., en el cual se

depositó la biomasa a fermentar. A este recipiente se conectaron dos tuberías de

PVC de una pulgada cada una, en las entradas que los contenedores presenta por

diseño; La primera se encarga de la evacuación del gas generado al gasómetro,

por lo tanto está instalada por sobre el nivel del efluente en el reactor y la segunda

se instaló para facilitar la toma de muestra de este sistema, quedado sumergida

en el interior del efluente. Cada una de las tuberías fue sellada herméticamente

mediante una llave de paso para asegurar la anaerobiosis y eliminar las posibles

fugas de gases.

Finalmente se construyó el gasómetro, el cual estaba encargado de la

acumulación del gas; éste se realizó a partir de una manga de polietileno tubular

de 1,5 metros de longitud, unida en un extremo a la tubería de evacuación del

biogás proveniente del reactor y el otro extremo a una tubería de PVC cerrada con

llave de paso, la que corresponde a la salida final del biogás.

41

Figura 10: Biodigestores tipo Batch, utilizados en el sistema experimental.

a) Fiting de seguridad utilizados en la unión de los implementos; b) Contenedor de

los efluentes (Reactor); c) Contenedor de biogás (gasómetro); d) Vista completa

de biodigestores.

3.3 LLENADO DE LOS DIGESTORES.

Se llenaron los biodigestores conservando vacío el 10 % del volumen total

del contenedor, utilizando como fuente de biomasa, lodos activos extraídos en la

depuración de aguas residuales del alcantarillado urbano perteneciente a la planta

Sotaquí, de la Empresa Aguas del Valle, en una relación de 1/3 de agua y lodo

respectivamente. Se utilizó agua de origen superficial correspondiente al sistema

de canales de regadío, ya que no deben estar presentes contaminantes químicos

a b

d c

42

en la composición de los efluentes por que estos producen una disminución en la

población de los organismos descomponedores.

A continuación se presentan los cálculos utilizados para definir los

volúmenes de cada uno de los componentes del efluente:

• Volumen del digestor => 0,2 m3 = 200 Litros.

• Volumen del digestor => 90% efluente orgánico + 10% volumen vacío.

• Volumen del efluente => 200 * 0,9 = 180 Litros.

• Volumen de lodo activo => 180 * 0,33 = 60 Litros.

• Volumen de agua => 180 * 0,67 = 120 Litros.

El agua y los lodos se mezclaron hasta conformar una solución homogénea,

luego se procedió a llenar el contenedor con la mezcla hasta completar un 90 %

del volumen total de los reactores, posterior a esto se sellaron los biodigestores,

colocando una capa de silicona en toda las conexiones y así asegurar la

generación de un ambiente anaeróbico.

3.4 DISEÑO EXPERIMENTAL.

Se realizó un diseño No Experimental, de tipo Longitudinal de Tendencia,

en el cual solo se observó el proceso sin intervenir en las variables, analizando

así los cambios a través del tiempo en que transcurre la experiencia.

Para asegurar la confiabilidad del experimento se construyeron tres

biodigestores, que representan las replica dentro del proceso. Cada una de las

unidades se implementó utilizando los mismos materiales y respetando las

dimensiones en cada una de estas.

43

Por las características de la investigación y del proceso, existe solo un

tratamiento con tres réplicas.

3.5 MEDICIÓN DE VARIABLES DEL ESTUDIO.

3.5.1 Efluente líquido.

Se evaluaron los efluentes para determinar los cambios en las

características y propiedades de estos, tomando en cuenta los siguientes

parámetros:

3.5.1.1 Temperaturas.

Se realizaron mediciones diarias de temperaturas a lo largo de todo el

período del ensayo en dos periodos diarios (9 hrs am. y 18 hrs pm.). Para este

procedimiento se introdujo un termómetro de suelos por la tubería de muestreo

hasta alcanzar el centro del digestor, para obtener temperaturas representativas y

estables; se mantenía el termómetro aproximadamente un minuto en el interior del

biodigestor, y se procedía a registrar la lectura obtenida.

44

3.5.1.2 Determinación de coliformes fecales.

Se utilizó el método de "Determinación de coliformes fecales en Medio A-1,

este es un método normado por el Instituto Nacional de Normalización (INN), del

país y está catalogado como NCh 2313/23.Of95 (1995). Los principios del método

se basan en aislar el grupo coliforme fecal, seleccionando los microorganismos

por incubación del inóculo a temperaturas mayores a las normales (44,5 ºC + -0,2

ºC), utilizando la técnica de tubos múltiples (Figura 11). Se usa el Medio A-1 en

concentración doble y simple y se inoculan series de tubos de ensayo con el

Medio A-1 con diferentes diluciones de la muestra, según los siguientes pasos:

Concentración doble medio A-1

Concentración simple medio A-1

Concentración simple medio A-1

Incubar a 35 ºC por 3 hrs

10 ml de la muestra

1 ml de la muestra

0, 1 ml de la muestra

Incubar a 44,5 ºC por 21 hrs

45

El Número Más Probable (NMP) se calcula de acuerdo a tablas dadas en la

norma.

Estas mediciones se iniciaron al principio de la experiencia, y se repitieron

quincenalmente en el transcurso del proceso, para terminar con una medición al

final del experimento. Las medidas fueron efectuadas en laboratorio del Campus

Limarí.

Figura 11: Determinación de Coliformes fecales en medio A-1.

a) Batería de tubos de ensayos con medio A-1; b) Implementos utilizados en la

inoculación; c) Batería de tubos inoculados en estufa a temperatura modificada; d)

Toma de resultados.

a b

c d

46

3.5.1.3 Determinación de las características fisicoquímicas y componente

orgánico del abono.

Estos puntos se midieron mediante la elaboración de análisis en el

laboratorio AGROLAB, tomando en cuenta los siguientes parámetros:

1. pH, Conductividad Eléctrica, Materia Orgánica, Relación C/N, NNH4, N,

P2O5, K2O, Densidad.

2. Ácidos húmicos, fúlvicos y Extractos húmicos totales.

3. Metales pesados: As, Cd, Cu, Cr, Hg, Ni, Pb, Zn totales.

Las analíticas comenzaron al inicio del proceso, enviando una muestra de la

biomasa obtenida de la PTA y el efluente utilizado en la experiencia (biomasa

diluida 3/1) al laboratorio, a éstas se le realizaron todos los análisis

correspondientes al punto mencionado anteriormente (análisis 1, 2, 3), sólo se

envió una muestra de cada tipo ya que se utilizó la misma materia prima en cada

uno de los biodigestores. Posteriormente se realizó un análisis trascurrido 45 días

del comienzo del proceso, sólo para las mediciones 1 y 2, enviando una muestra

para cada una de las réplicas.

Al finalizar el ensayo se enviaron muestras para la realización de las tres

analíticas que se evaluaron en este punto, se despachó una muestra por cada

biodigestor instalado haciendo un total de tres réplicas enviadas.

Para este proceso se contrató el servicio del laboratorio certificado

AGROLAB Ltda., el cual exigió el envió de 5 L. de muestra por cada una de las

repeticiones trabajadas.

47

3.5.1.4 Medición de las capacidades mejoradoras de suelos.

Para evaluar la capacidad mejoradora de suelos de los biosólidos obtenidos,

se estudió la variación en la capacidad de retención de humedad. Se trabajó con

dos texturas diferentes; suelo arcilloso y arenoso, con tres réplicas de 100 g cada

una, las que fueron tratadas de la siguiente forma:

Para ambos suelos se realizaron 2 tratamientos; el primer tratamiento se

realizó aplicando al suelo 100 ml de agua desionizada, en el tratamiento dos se le

aplicó al suelo 100 mL. del efluente líquido (Figura 12) del digestor previamente

homogenizado.

Figura 12: Efluentes obtenidos del proceso de biodigestión.

Se calculó el cambio en la capacidad de retención de humedad del suelo

realizando el método analítico de la microporosidad (Figura 13). Este

48

procedimiento se llevó a cabo depositando los 100 ml. de suelo en un embudo

previamente tapado con un algodón hidrófobo, a este volumen de suelo se le

adiciona 100 ml de agua desionizada y se deja percolar hacia una probeta

graduada en donde se recibe el líquido lixiviado hasta que deja de escurrir. De

esta forma se puede calcular el porcentaje de retención que posee el suelo.

Figura 13: Determinación de la capacidad de retención de humedad del suelo.

Las mediciones se realizaron para todas las réplicas, previo a la aplicación

de los tratamientos, dejando reposar el suelo por una semana antes de realizar la

prueba de retención de humedad, para alcanzar el secado de los suelos a

temperatura ambiente (Figura 14).

49

Figura 14: Suelos tratados en período de secado a temperatura ambiente.

3.5.2 Biogás

Para obtener una medida aproximada de la producción de biogás y estimar

el poder calorífico de éste, se realizaron las siguientes mediciones:

3.5.2.1 Volumen del gas producido.

Se calculó el volumen de gas mediante el volumen total del contenedor

implementado en los biodigestores, y estimando la capacidad ocupada por el

biogás producido.

Para esto se utilizó la fórmula siguiente:

• V = Volumen de un cilindro.

• π = Constante Pi≈ 3,141592

V = π * r² * H

50

• r = Radio de la circunferencia.

• H = altura del cilindro

Esta medición se llevó a cabo a presión atmosférica y temperatura

ambiente, por lo tanto sólo se midió el volumen físico ocupado por el gas

generado.

3.5.2.2 Eficiencia del biogás, medición de la capacidad calorífica.

Para esta etapa se realizó el calentamiento de 100 ml. de agua destilada,

registrando las temperaturas que se alcanzaron en el transcurso de 30 segundos.

Las mediciones se realizaron desde el inicio del calentamiento hasta 5 minutos

después.

Se realizaron 3 repeticiones para la evaluación del poder calorífico del

biogás, iniciando con gas natural y posteriormente se prosiguió a realizar el

mismo procedimiento con el biogás. Con ello se buscó lograr la obtención de una

capacidad calorífica conocida para utilizarla como contraparte.

Este proceso fue realizado a temperatura ambiente y presión atmosférica,

utilizado un mechero Bunsen para efectuar el calentamiento del contenedor de

agua, siendo utilizado para este caso un vaso de precipitado de 250 ml., el cual se

insertó sobre un trípode instalado con una rejilla de asbesto sobre el mechero. Las

mediciones de las temperaturas fueron tomadas con un termómetro digital el cual

fue colocado en el interior del líquido al inicio del proceso.

51

3.6 ANALISIS ESTADÍSTICOS.

Los datos fueron evaluados mediantes un ANOVA de un factor y un test de

comparaciones múltiples post hoc (Duncan), con un 0,05 de significancia (ANEXO

1). Los análisis estadísticos fueron realizados mediante el programa SPSS 15.0.

52

4. RESULTADOS Y DISCUSIÓN.

4.1 ANALISIS DE LOS EFLUENTES DE LA BIODIGESTIÓN.

4.1.1 Condición inicial de los lodos activos utilizados en la biodigestión.

Los lodos activos en estado crudo al ser analizados al inicio de la

experiencia arrojaron los resultados expuestos en el Cuadro 3. Se esperaban

encontrar valores del contenido de elementos fertilizantes además de la materia

orgánica superior al obtenido, por lo que para suplir el requerimiento nutricional de

un cultivo se requieren grandes volúmenes por superficie, lo que resulta inviable

tanto económica como operativamente.

KLAUSS (2009b) argumenta que la composición del material a degradar es

quien da las características a los efluentes degradados, también observa que

debido a la baja concentración de elementos nutricionales de los efluentes, la

aplicación de los líquidos resultantes de la biodigestión requiere una gasto

energético por lo tanto un costo económico considerable, ya que se deben mover

grandes volúmenes por hectáreas, por lo que recomienda planificar el sistema de

tratamiento anaeróbico cercano la fuente de biomasa y del destino final de los

efluentes. Sin embargo, los valores expuestos por KLAUSS, no concuerdan con la

composición mineral de los lodos presentados en este trabajo (Cuadro 6),

entregando valores superiores para N, NH4, P en biosólidos urbanos del orden de

0,5-2,7; 0,5-0,2 y 0,2-0,8 % respectivamente.

53

Cuadro 6: Parámetros fisicoquímicos y orgánicos encontrados en la biomasa

utilizada para la biodigestión.

PARÁMETROS UNIDAD VALOR

pH pH 7,00

C.E dS/m 1,90

M.O % 0,12

C. Orgánico % 0,07

Relación C/N 1,80

N. Total % 0,04

NH4 Disponible % 0,0087

P Total % 0,0034

P2O5 Total % 0,0078

K Total % 0,0025

K2O Total % 0,0030

Ác. Húmicos % 0,07

Ác. Fúlvicos % 0,07

Ex. Húmicos Totales % 0,14

Densidad g/cc 1,01

4.1.2 Evaluación de las temperaturas en la biodigestión.

Las temperaturas logradas en el efluente durante el transcurso del proceso

fueron similares a los rangos alcanzados ambientalmente (Figura 15), sin embargo

al comparar ambas mediciones se notó una mayor estabilidad de las temperaturas

dentro del biodigestor (Figura 16), por lo tanto las diferencias entre las mediciones

realizas ambientalmente (Figura. 15) fueron mayores. Se puede deducir que en el

54

efluente se ejerce una cierta regulación adicional por el reactor, que hace más

constante las temperaturas en el proceso.

Las temperaturas según CURRIE (1992) son de vital importancia en el

proceso de biodigestión, ya que la producción potencial de biogás está dada por el

sustrato utilizado y el régimen térmico. Si bien las temperaturas bordearon los

15ºC no fueron las suficientes para lograr en el proceso la mayor eficiencia.

KLAUSS (2009 a) define las temperaturas como un factor indispensable para

obtener una óptima producción de biogás; expone que en el proceso de hidrólisis y

acidificación se deben alcanzar temperaturas del orden de 25 a 35 ºC y en la

metanogénesis se puede trabajar en forma mesófila (con organismos viven entre

32 a 42ºC) u termófila (con organismos que viven entre 50 a 58ºC), por lo tanto es

indispensable para lograr un proceso de eficiencia máxima considerar un sistema

de calefacción.

Si bien las temperaturas son de vital importancia, aquellas que son

inferiores a las expuestas por el autor anterior, como es el proceso con

organismos psicrofílos (Temperatura inferior a 25ºC), LÓPEZ (s.f.) argumenta que

la biodigestión a estos márgenes de temperaturas disminuye su eficiencia

aumentando el tiempo de retención de la biomasa, por lo tanto se debe considerar

un mayor período de permanencia del proceso, que van desde los 15 días para

termófila a 3 o más meses para el procesos psicrofílos.

Figura 15: Temperaturas at

(Fuente: Elaboración

Perry Barnes).

Figura 16: Temperaturas alcanzada

0

5

10

15

20

25

30

0 15

Te

mp

era

tura

(ºC

).

Temperatura Ambiente, Período Biodigestión.

5

10

15

20

25

0 15

Te

mp

era

tura

(ºC

).

Temperatura Efluente, Período Biodigestión.

Figura 15: Temperaturas atmosféricas alcanzadas en el período de biodigestión

(Fuente: Elaboración propia, datos estación meteorológica Liceo Agrí

Temperaturas alcanzadas en el efluente por el proceso de biodigestión

15 30 45 60 75 90

Día.


15 30 45 60 75 90

Día.


55

odo de biodigestión

Liceo Agrícola Tadeo

por el proceso de biodigestión.


8 hrs.pm.

14 hrs.pm.

20 hrs.pm.


9 hrs.pm.

18 hrs.pm.

56

4.1.3 Análisis biológicos, evaluación de los Coliformes Fecales.

El proceso de biodigestión disminuyo la carga de Coliformes Fecales de los

lodos, los cuales presentaban al inicio de la experiencia (día cero), una carga

mayor a 1600 NMP de Coliformes; en el transcurso de la experiencia la carga

microbiana logró decaer, hasta alcanzar valores del orden de 80-90 NMP de

Coliformes en el término de ella (Figura 17).

La variación entre las poblaciones de Coliformes desde el inicio del proceso

hasta su conclusión presentó diferencias estadísticas significativas para un test de

DUNCAN con una significancia de 0,05 (Figura 17), encontrándose tres

subconjuntos diferentes entre sí, por lo tanto el proceso como una alternativa de

santificación de sustratos funciona eficientemente.

CHAMY (2009) argumenta que los biosólidos obtenidos en los procesos de

biodigestión no cumplen los requisitos mínimos para la aplicación como material

tratado ya que no hay normativas para su utilización y la normativa existente está

aplicada sólo al compostaje aeróbico. Por lo tanto si estos biosólidos pretenden

ser utilizados como fertilizante se debe solicitar la autorización al Servicio Agrícola

y Ganadero.

La Norma Chilena 2880 Compost - Clasificación y requisitos, (INN, 2004),

exige un máximo de 1000 NMP de coliformes para aceptar el uso agrícola del

compost. Como se expuso anteriormente, la concentración de coliformes

resultantes al final de la investigación es muy inferior a la exigida, por lo que no

deberían existir impedimentos para la utilización agrícola. También en CONAMA

(2001), clasifican los lodos como lodos Tipo A, a aquellos que entre otros

parámetros cumplan con una carga inferior a 1000 NMP de coliformes, y autoriza

su utilización en enmiendas agrícolas.

57

Figura 17: Evolución de Coliformes totales según el Número Más Probable (NMP),

en el proceso de biodigestión de lodos activos.

MEDICIONES

58

4.1.4 Análisis físicos, químicos y componente orgánico de los efluentes.

4.1.4.1 Composición orgánica de los efluentes.

El contenido de materia orgánica en el suelo influye en distintos aspectos

sobre el balance hídrico de éste. Primero porque los parámetros que afectan al

movimiento y la retención de humedad en el suelo son de carácter físico – textura,

estructura y porosidad- y están relacionados con el contenido y el estado de

materia orgánica, además con la actividad edáfica. Por otra parte, la gran hidrofilia

de los coloides húmicos hace aumentar la capacidad del suelo para retener agua.

Por lo tanto un óptimo contenido de materia orgánica se puede traducir en una

mejora de la infiltración y circulación, una equilibrada aireación, optimización

hídrica, disminución de la evaporación y de la compactación, al mismo tiempo

mejorar la retención de humedad (LABRADOR, 2001).

En la presente investigación la materia orgánica presentó un aumento de la

concentración en los efluentes mientras el proceso transcurrió, el alza presentó

diferencias estadísticamente significativas (Figura 18), sin embargo en el caso de

los ácidos fúlvicos se presenta una excepción, ya que el aumento experimentado

no es estadísticamente significativo. Si bien ya se expuso la importancia de la

materia orgánica en los suelos, según LABRADOR (2001), debido a ello el

proceso resulta interesante para acondicionar distintos tipos de biomasa ya que se

acentúan las propiedades orgánicas que presentan en su composición inicial y los

efluentes logrados pueden llegar a ser fuentes mejoradoras de suelos.

Figura 18: Comportamiento de la materia orgánica en los efluentes de la

biodigestión.

La relación C/N

Nitrógeno que contiene un material

microorganismos y el Nitrógeno

proteica. Una relación adecuada entre e

crecimiento y reproducción

En el caso evaluado la relación obtenida en los biosólido

aproximadamente (F

recomendados para un proceso óptimo de compostaje según la literatura.

0,120,15

0

0,05

0,1

0,15

0,2

0,25

0,3

0,35

0,4

1 2

Por

cent

aje

(%)

Nº Mediciones

MATERIA ORGÁNICA.

0,070,12

0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

0,7

0,8

1 2

Por

cent

aje

(%)

Nº Mediciones

ÁCIDOS FÚLVICOS.

a*

a*

a* a*

Comportamiento de la materia orgánica en los efluentes de la

La relación C/N expresa las unidades de Carbono por unidades de

Nitrógeno que contiene un material. El Carbono es una fuente de energía para los

microorganismos y el Nitrógeno es un elemento necesario para la síntesis

ca. Una relación adecuada entre estos dos nutrientes, favorecerá un buen

crecimiento y reproducción (SZTERN y PRAVIA, 1999; SORIA et al

En el caso evaluado la relación obtenida en los biosólido

aproximadamente (Figura 19), la cual se expresó por debajo de


0,35 0,36

3 4

Nº Mediciones

MATERIA ORGÁNICA.

0,14

0,24

00,050,1

0,150,2

0,250,3

0,350,4

0,45

1 2

Por

cent

aje

(%)

Nº Mediciones

EXTRACTOS HÚMICOS TOTALES .

0,13

0,74

3 4

Nº Mediciones

ÁCIDOS FÚLVICOS.

0,07

0,12 0,125

00,020,040,060,080,1

0,120,140,160,180,2

1 2

Por

cent

aje

(%)

NºMediciones

ÁCIDOS HÚMICOS.

b* b*

a*

b*

a*

a*

a*

b*

59

Comportamiento de la materia orgánica en los efluentes de la

expresa las unidades de Carbono por unidades de

El Carbono es una fuente de energía para los

necesario para la síntesis

nutrientes, favorecerá un buen

et al., 2001).

En el caso evaluado la relación obtenida en los biosólidos fue de 4:1

se expresó por debajo de los márgenes


0,25

0,39

3 4

Nº Mediciones

EXTRACTOS HÚMICOS TOTALES .

0,125

0,19

3 4

NºMediciones

ÁCIDOS HÚMICOS.

b*

c*

b*

c*

SZTERN y PRAVIA (1999) y SORIA

óptima de entrada para i

relación es muy estrecha (10:1) hay

reduce la calidad del material digerido

(40:1) se inhibe el crecimiento debido a

Figura 19: Relación carbono/nitrógeno de los efluentes

4.1.4.2 Componentes químicos del efluente.

Para TAPIA y GONZÁLES (2005) se debe encontrar con urgencia una

alternativa para el uso de los lodos

servidas. La agricultura resulta una opción considerable para la reutilización de

este producto, argumentado que aproximadamente el 45 % de los lodos

producidos en Europa son reutilizados como insumos agrícolas

SZTERN y PRAVIA (1999) y SORIA et al. (2001) considera una

óptima de entrada para iniciar un proceso de compostaje 20 a 30

relación es muy estrecha (10:1) hay pérdidas de nitrógeno asimilable, lo cual

calidad del material digerido; por otro lado si la relación es muy

(40:1) se inhibe el crecimiento debido a falta de nitrógeno.

Figura 19: Relación carbono/nitrógeno de los efluentes utilizados en el ensayo

4.1.4.2 Componentes químicos del efluente.


alternativa para el uso de los lodos obtenidos en las plantas depuradoras de aguas



producidos en Europa son reutilizados como insumos agrícolas.

60

) considera una relación C/N

20 a 30. Cuando la

pérdidas de nitrógeno asimilable, lo cual

i la relación es muy amplia

utilizados en el ensayo.


obtenidos en las plantas depuradoras de aguas



61

Ésta propuesta es avalada por Sr. JOSE OCEGUERA2 (Com. Pers.), quien

expone que los lodos que se producen al final del proceso de tratamiento cumplen

con todos los requisitos normados por el estado para la reutilización en la

agricultura.

Debido al interés de reutilizar los derivados de la depuración de aguas

servidas en los agroecosistemas, se evaluó la capacidad que presentan para

dicho caso previo a un proceso de purificación, mediante digestión anaeróbica.

Para ello se estudió la concentración mineral de los macroelementos NPK del

efluente.

La composición mineral de la biomasa en el proceso tuvo un

comportamiento similar para los tres minerales evaluados, sin generar una

variación importante entre la concentración de ingreso y salida en el sistema.

El nitrógeno total (N) tendió a disminuir mientras la biodigestión se llevó a

cabo en los efluentes, por otro lado el NH4 disponible presentó un aumento lineal

leve en este período (Figura 20). La concentración de nitrógeno de los biosólidos

obtenida en proceso se presentó en un porcentaje del orden de 0,08 a 0,06 para el

N total y de 0,016 a 0,023 en forma de NH4. Por otra parte el potasio tuvo un

comportamiento diferente (Figura 21), ya que se produjo un pico en la mitad de la

experiencia aumentando levemente la concentración del elemento tanto para K

total como K2O, pero éste aumento se pierde cuando el proceso llega a su término

logrando concluir con un porcentaje de 0,0049 y 0,0041 para K y K2O

respectivamente. Por último el fósforo tanto en forma de P total como P2O5 están

en muy bajas concentraciones en el efluente (Figura 22), presentándose en

cantidades similares al componente evaluado anteriormente, además de presentar

el mismo aumento en la etapa media del proceso.

2 JOSE OCEGUERA. 20 agosto 2009. Entrevista informativa. Asesor y analista de tratamiento Aguas del Valle. La Serena.

0

0,01

0,02

0,03

0,04

0,05

0,06

0,07

0,08

0,09

0,1

Por

cent

aje

(%)

En la evolución de la concentración mineral expuesta en el párrafo anterior,

no se manifestaron diferencias estadísticas significativas entre la composición de

entrada de la biomasa y la salida como efluente tratado, esto se aplica a todos los

minerales estudiados N, P y K (F

aumento producido en la etapa media presentó diferencia estadística significativa,

pero pierde total importancia ya que no se mantuvo hasta la finalización de la

biodigestión.

Figura 20: Evolución del nitrógeno en el perí

0,01680,0237 0,0225

0,09

0,08

0,06

1 2 3

Nº Mediciones

EVOLUCIÓN DEL NITRÓGENO EN EL EFLUENTE.




estudiados N, P y K (Figura 20, 21 y 22), sin embargo para P y K el



olución del nitrógeno en el período de biodigestión.

62

NH4 Disp.(%)

N. Total (%)




igura 20, 21 y 22), sin embargo para P y K el



Figura 21: Evolución del potasio en el proceso de biodigestión.

Figura 22: Evolución del

00,0020,0040,0060,0080,01

0,0120,0140,0160,018

Por

cent

aje

(%)

Evolución del potasio en el proceso de biodigestión.

Evolución del fósforo en el proceso de biodigestión.

0,00348

0,0068

0,00184

0,00798

0,0156

0,00421

1 2 3Nº Mediciones

EVOLUCIÓN DEL FÓSFORO EN EL EFLUENTE.

63

P Total.(%)

P2O5 Total.(%)

64

TAPIA y GONZÁLES (2005) en su trabajo presentaron los contenidos de los

principales nutrientes minerales en lodos producidos en las PTAS, encontrándose

concentraciones de nitrógeno que fluctuaban entre 1,6 y 2,3 %; 4 % de fósforo

expresado en P2O5 y un 0,5 % de potasio, expresado en K2O. Si bien éstos

resultados no presentan similitud a los obtenidos en las mediciones realizadas

para la elaboración de ésta tesis (ANEXO 2), hay que considerar que los procesos

para el tratamiento de los lodos discrepan en su totalidad. En primer lugar los

lodos analizados por TAPIA y GONZÁLES presentaban un contenido de humedad

del 30 %, es decir el 70 % de éstos correspondía a la materia seca, los cuales

fueron el resultado final del tratamiento en plantas depuradoras mediante el

método de lodos activados; en cambio los efluente trabajados en el actual ensayo

provenían directamente del sistema de recuperación de las aguas servidas, por lo

tanto presentaban una menor concentración de materia orgánica, la cual

corresponde solo a un 40 % de los lodos activos (Com. Pers. Sr. FRANCISCO

CERVA3), por lo que la dilución mineral es significativamente mayor.

Por otra parte, no existió una variación estadísticamente significativa en la

conductividad eléctrica (CE), partiendo con una C.E. de 1,9 al inicio de la

biodigestión y terminando en el final del proceso con una C.E. de 2,1 dS/m (Figura

23). LABRADOR (2001), obtiene resultados similares, para el tratamiento de

compostaje aeróbico de estos residuos en donde la C.E. es de 2,04 dS/m.

El valor alcanzado desde el punto de vista agronómico corresponde a un

rango en el cual existen limitaciones leves para algunos cultivos, algunos ejemplos

de éstos corresponden a cítricos, nogal, manzano, entre otros, que a una C.E. 2 -

4 dS/m puede lograr una producción moderada. Por otra parte en el palto,

duraznero, nectarino, entre otros., una C.E. de esta magnitud puede causar

limitaciones las cuales llegan a ser de importancia económica, ya que la

3FRANCISCO CERVA. 17 de noviembre 2009. Entrevista informativa. Jefe zonal Limarí-Choapa. Aguas del Valle S.A. Ovalle.

producción se ve afectada de forma considerable (Centro

Recursos Naturales (CIREN), 1989 a; 1989 b).

Figura 23: Conductividad eléctrica expresada en

biodigestión.

El pH (Figura 24

mantuvo cercano al neutro (pH 7) con gran estabilidad

diferencias estadísticas significativas en éste parámetro. Estos valores obtenidos

están dentro del rango óptimo

ALCAYAGA et al (2000

de hidrógeno tiene efectos directos en la vida microbiana

metanogénicas son

desarrollo un pH óptimo que deben encontrar

un valor de pH 6,6 y por último terminando por la muerte de éstas

0,00

0,50

1,00

1,50

2,00

2,50

C.E

(d

S/m

)

producción se ve afectada de forma considerable (Centro de Información de

Recursos Naturales (CIREN), 1989 a; 1989 b).

Figura 23: Conductividad eléctrica expresada en dS/m, para el período de

igura 24) no presentó variaciones relevantes durante el

mantuvo cercano al neutro (pH 7) con gran estabilidad, no encontrándose


están dentro del rango óptimo propuesto para el proceso de biodigestión

2000) y RIQUELME (2009) en donde exponen

de hidrógeno tiene efectos directos en la vida microbiana, ya que l

extremadamente sensibles al pH, y requieren para su

desarrollo un pH óptimo que deben encontrarse entre 7 a 7,2; inhibiéndose

un valor de pH 6,6 y por último terminando por la muerte de éstas

1,90

1,30

2,17 2,10

1 2 3 4Mediciones

Condutividad eléctrica.

C.E (dS/m)

65

de Información de

, para el período de

relevantes durante el proceso, se

, no encontrándose


para el proceso de biodigestión por

en donde exponen, que el potencial

, ya que las bacterias

, y requieren para su

se entre 7 a 7,2; inhibiéndose con

un valor de pH 6,6 y por último terminando por la muerte de éstas bajo los 6,2.

C.E (dS/m)

Figura 24: El pH y su comportamiento en los efluentes.

La densidad del líquido

del agua (1 g/cc), por lo tanto el efluente obtenido resulta atractivo ya que puede

ser aplicado mediante un sistema de fertirriego, presentando así una mayor

eficiencia y disminución de costos de aplicación, además algunos autores

proponen la posibilidad

APARCAN y JANSEN (2008), en su trabajo separan los efluentes de la

biodigestión en biol (líquido), y biosol (sólidos), utilizando una decantación al final

del proceso del material sólido y recomendando posterio

biol por intermedio de los sistemas de fertirrigación para una mayor eficiencia. Por

otra parte debido a la presentación líquida y la densidad obtenida, COLQUE

(2005) exponen la posibilidad de generar fertilizantes foliares

de digestión anaeróbica,

descomposición de los desechos orgánicos

bioestimulante orgánico en pequeña

6,75

6,80

6,85

6,90

6,95

7,00

7,05

7,10

7,15

7,20

pH

Figura 24: El pH y su comportamiento en los efluentes.

La densidad del líquido (Figura 25), fue igual o muy cercana a la densidad

(1 g/cc), por lo tanto el efluente obtenido resulta atractivo ya que puede



proponen la posibilidad de la aplicación foliar de éste producto.



del proceso del material sólido y recomendando posteriormente la aplicación del


la presentación líquida y la densidad obtenida, COLQUE

(2005) exponen la posibilidad de generar fertilizantes foliares mediante el método

de digestión anaeróbica, obteniendo como producto del proceso de la

descomposición de los desechos orgánicos fitoreguladores, que

oestimulante orgánico en pequeñas cantidades, capaz de promover el

7,00

6,90

6,93

7,13

1 2 3 4

Mediciones

Evolución del pH.

66

), fue igual o muy cercana a la densidad

(1 g/cc), por lo tanto el efluente obtenido resulta atractivo ya que puede





rmente la aplicación del


la presentación líquida y la densidad obtenida, COLQUE et al.

mediante el método

do como producto del proceso de la

, que actúan como

capaz de promover el

crecimiento y desarrollo

efluente insumos como

Figura 25: Densidad del líquido en los biodigestores.

4.1.4.3 Concentración de metales pesados.

Los metales pesados no son una problemática para la reutilización de los

lodos según los resultados obtenidos (Cuadro 7

los efluentes ya digeridos están bajo a las exigida por la NCh 2880 (INN, 2004),

en la cual se indica que todas las

concentraciones máximas indicadas en la Cuadro 8

de los elementos analizados se obtuvi

presentaron una concentración mayor, aún cuando los rangos obtenido

sobrepasaron lo reglamentado.

AHUMADA et al.

investigaciones, donde los biosólidos presentaron los mismos elementos en una

0,99

0,995

1

1,005

1,01

1,015

1,02

(g/c

c)

crecimiento y desarrollo de las plantas. Para lograrlo se deben adicionar al

efluente insumos como alfalfa picada, roca fosfórica, leche, pescado

Figura 25: Densidad del líquido en los biodigestores.

4.1.4.3 Concentración de metales pesados.

pesados no son una problemática para la reutilización de los

s resultados obtenidos (Cuadro 7), ya que las concentraciones en


en la cual se indica que todas las clases de compost deben cumplir con las

máximas indicadas en la Cuadro 8. Si bien en el mayor número

de los elementos analizados se obtuvieron valores trazas,

n una concentración mayor, aún cuando los rangos obtenido

sobrepasaron lo reglamentado.

et al. (2004), generaron resultados similares en su

, donde los biosólidos presentaron los mismos elementos en una

1,01 1,01

1,00

1,02

1 2 3 4

Mediciones

Densidad del líquido.

67

. Para lograrlo se deben adicionar al

alfalfa picada, roca fosfórica, leche, pescados, entre otros.

pesados no son una problemática para la reutilización de los

), ya que las concentraciones en


clases de compost deben cumplir con las

. Si bien en el mayor número

eron valores trazas, zinc y cobre

n una concentración mayor, aún cuando los rangos obtenidos no

(2004), generaron resultados similares en sus

, donde los biosólidos presentaron los mismos elementos en una

68

mayor concentración (Zn y Cu), sin transgredir la normativa en ninguno de los

casos; por otra parte fundamentan que aún con los valores obtenidos, la

acumulación en el suelo no deja de ser considerable ya que la aplicación

progresiva puede generar un aumento en las concentraciones de estos elementos.

Cuadro 7: Concentración de metales pesados del efluente en el período de

biodigestión.

Elemento

(Total)

Unidad Día 0 Día 60 Día 120

Arsénico mg/L < 0,01 < 0,01 < 0,01

Cadmio mg/L < 0,01 < 0,01 < 0,01

Cobre mg/L 3 2,93 2,67

Cromo mg/L < 0,01 < 0,01 < 0,01

Mercurio mg/L < 0,01 < 0,01 < 0,01

Níquel mg/L 0,9 0,8 0,83

Plomo mg/L < 0,01 < 0,01 < 0,01

Zinc mg/L 7 5,21 4,67

69

Cuadro 8: Concentración de metales pesados aceptados por NCh. 2880 para

cualquier tipo de compost.

Metales pesados Concentraciones máximas

en mg/kg de compost.

Arsénico 15

Cadmio 2

Cobre 100

Cromo 120

Mercurio 1

Níquel 20

Plomo 100

Zinc 200

1) Concentraciones expresadas como contenidos

totales.

MENDOZA et al. (2004) reafirman, que la aplicación de lodos al suelo en

general, incrementa su contenido total de elementos, entre ellos metales pesados,

correlacionado positivamente con la dosis aplicada. En este estudio el incremento

de metales en el suelo en orden de importancia fue Zn>Cu, resultado similar en

relación a los valores obtenidos en los efluentes de esta tesis, ya que los metales

ya mencionados presentaron concentraciones en el mismo orden prioritario.

Los mismos autores además argumentan que la aplicación de una dosis

superior a la propuesta por la reglamentación nacional, produce un incremento en

la concentración foliar de Cu, Cd, Ni, Pb, Zn, ésto resultados fueron obtenidos en

un bioensayo de lechuga con aplicación de 6 veces la cantidad de lodos

especificados en la norma.

70

Los metales pesados presentes en los lodos contaminan el suelo y son

absorbidos por los cultivos en concentraciones tales que puedan ser nocivas para

la salud de quienes los consumen, además se puede integrar a la cadena trófica

(GREENBER et al., 1992).

Por lo tanto CONAMA (2009), además propone una mayor restricción a la

aplicación de los lodos, integrando también los tipos de suelos, su pH y las

concentraciones de metales pesados presentes en ellos (Cuadro 9), por lo que si

un suelo no cumple con las características mencionadas en éste cuadro no será

posible el tratamiento con lodos o sus derivados.

Cuadro 9: Contenidos máximos de metales en suelos antes de una aplicación de

lodos.

Metal Contenido total en mg/kg de suelo

en base seca

Zona Centro-Norte Zona Sur

pH >6,5 pH <6,5 Todo pH

Arsénico 20 12,5 10

Cadmio 2 1,25 2

Cobre 150 100 75

Molibdeno 2 3 3

Plomo 75 50 50

Zinc 175 120 175

Fuente: CONAMA, 2000.

71

4.1.5 Propiedades mejoradoras de suelos de los efluentes.

Se evaluó la capacidad de mejorar el suelo mediante el cambio producido

en la retención de humedad al ser tratados con los lodos biodegradados, posterior

a un tiempo de reposo. La experiencia produjo modificaciones en la capacidad

volumétrica de retención de humedad por las partículas del suelo, las variaciones

obtenidas fueron de 48,5 a 56,0 % de retención para el suelo arcilloso y 39,25 a

41% para el arenoso respectivamente, sin embargo sólo para el primero el

tratamiento arrojó diferencias estadísticas significativas (Figura 26).

Los lodos obtenidos de las plantas de tratamiento de agua corresponden a

un material con un alto componente de materia orgánica. Es por esto que los

efectos de la aplicación de lodos urbanos son predominantemente físicos,

mientras que los efectos químicos y nutricionales dependerán de la composición,

tratamiento y método de aplicación, por lo tanto es esperable que los efectos

físicos sobre el suelo sean similares a los obtenidos con las aplicaciones de otros

tipos de materiales orgánicos, generando cambios en la estructura y en el sistema

poroso. La aplicación de lodos frescos y tratados genera en corto plazo un cambio

en la porosidad, además de un aumento de la microagregación de los suelos

(CUEVAS, 2006).

SEGUEL et al. (2003) también obtuvieron resultados similares al tratar

suelos in situ con bioabano obtenido de la biodigestión de estiércol de bovinos

más rastrojo de trigo, en un biodigestor tipo Batch. La aplicación de los efluentes

produjo un aumento en la macro y micro porosidad. Los suelos tratados

presentaron una mejor estructura y en término gravimétrico las aplicaciones de

MO promovieron un incremento de retención de agua, sin embargo los autores

concluyeron en su trabajo que el principal efecto de los residuos orgánicos

probablemente se encuentre en la mayor cantidad de macroporos, lo que

favorecería una mejor aireación e infiltración de agua.

72

Figura 26: Evaluación de la retención de humedad para dos tipos de suelos con

aplicación de lodos biodegradados.

4.2 ESTIMACIÓN DE LA PRODUCCIÓN DE BIOGÁS.

4.2.1 Volumen de gas producido.

Se logró acumular biogás solamente en un de las repeticiones, en los otros

dos biodigestores se produjeron fugas del biogás por lo que los resultados se

descartan de los análisis (Figura 27).

MEDICIÓN DE RETENCIÓN DE HUMEDAD.

73

El gasómetro en el que se obtuvo un óptimo funcionamiento, presentó el

total de su capacidad de acumulación a temperatura ambiente y presión

atmosférica, con dimensiones de 1,5 m de largo y un radio de 0,2 m (Cuadro 10),

acumulando un total de 0,188 m3 de biogás.

Figura 27: Diferencias volumétrica en la producción de biogás; a) Gasometros sin

biogás; b) Gasometro con capacidad total de biogás.

Cuadro 10: Cálculo de la producción de biogás por biodigestor.

FÓRMULA = π *r2*H

Π r2 (m) H (m)

3,1416 0,04 1,5

Volumen Total 0,188 m3

a b

74

Al correlacionar el volumen de biomasa utilizada (180 L de efluente) y el

volumen del biogás generado (0.188 m3) se obtuvo una producción superior a las

experiencias de autores anteriores. Porcentualmente arrojó del orden de 100 % de

productividad de la materia orgánica; respecto a este punto CHAMY (2009)

expresa que, hay un rendimiento de 550 m3 por tonelada de lodo residual de las

PTA, lo que corresponde a un 50 % aproximado de biogás por volumen tratado

con un rendimiento de 60 % de CH4. Al compar ambos resultados se puede

cuestionar la pureza del biogás obtenido en la experiencia ya que no se tiene la

composición de éste. Además este fenómeno se puede explicar, si se toma en

cuenta que el tratamiento anaeróbico depende de poblaciones microbianas

complejas, que deben adaptarse a cambios en el medio que se desarrollan,

reajustando su composición; por lo tanto con tiempos de retención hidráulica

cortos, los microorganismos pueden no alcanzar a digerir la totalidad de las

materias presentes en los líquidos; y con tiempos de retención largos pueden

digerir la totalidad, hasta quedar luego sin alimentación (ALCAYAGA et al., 2000).

Hay que considerar que los resultados expuestos por CHAMY (2009),

fueron evaluados para un proceso continuo con tiempo de retención corto de 20 a

30 días, versus los 90 días en que transcurrió la etapa experimental de éste

trabajo, por lo tanto se puede inferir que debido a las características del proceso

los microorganismos pudieren haber presentado una mayor eficiencia de la

conversión de la biomasa. VILLEGAS (s.f.), argumenta además que mientras más

largo es el tiempo de retención dentro del biodigestor, más alto es el contenido de

metano, y el poder calorífico aumenta. Con tiempos de retención cortos el

contenido de metano puede disminuir hasta en un 50%.

75

4.2.2 Estimación del poder calorífico del biogás.

Al realizar el método formulado para esta etapa de la investigación, no se

consiguieron los resultados esperados, ya que el biogás no efectuó una

combustión continua, por lo que fue imposible lograr un aumento en las

temperaturas del fluido utilizado (Figura 28).

Esta problemática pudo ser causada, debido a que la presión obtenida por

el sistema no fue la necesaria para encender un mechero Bunsen; por otra parte el

biogás generado, puede no haber presentado la composición necesaria del gas

combustible (CH4). VILLEGAS (s.f.), expresa que se pierde la inflamabilidad de

biogás con un contenido de metano menor del 50%.

Figura 28: Medición comparativa de la eficiencia del biogás; a) Medición del poder

calorífico del gas natural; b) Medición del poder calorífico biogás.

a b

76

Si la evaluación de la capacidad calorífica del biogás fue imposible obtener

experimentalmente, KALUSS (2009b) expone que el poder calorífico para este

gas es del orden 4 a 6 KWh por m3 aproximadamente, en cambio considerando

como referencia al gas natural, éste presenta alrededor de 12 KWh, dependiendo

de la pureza.

También SERVIAN et al. (2007), presentaron en el tratamiento de aguas

residuales, un biogás con una concentración promedio de 63 % de gas CH4 y

poder calorífico de 4600 kcal/m3 a 6500 kcal/m3, argumentando que la

composición típica del biogás tiene una alta proporción de metano (CH4). Por lo

tanto, el biogás permite emplearse con cierta ventaja para reemplazar

combustibles tradicionales. En el trabajo de VILLEGAS (s/f) se presenta que el

biogás posee una temperatura de inflamación de alrededor de los 700ºC,

alcanzando los 870 ºC en la temperatura de la llama.

77

5. CONCLUSIONES.

El proceso de biodigestión logró disminuir la carga de coliformes fecales a

valores muy inferiores a los normados en donde se exige un mínimo de 1000

MNP, obteniendo en esta experiencia un densidad final del orden de 80-90 MNP

de coliformes.

Los efluentes, posterior al tratamiento anaeróbico no presentaron

características indeseables para la aplicación como abono orgánico tomando en

cuenta la normativa vigente, presentando un pH neutro, una conductividad

eléctrica de 2,1 dS/m y una densidad del liquido igual a 1 g/cc. Por otra parte la

concentración mineral fue baja alcanzando valores de 0,06; 0,0043 y 0,0049 para

NPK respectivamente.

La evaluación de la capacidad mejoradora de suelos de los efluentes arrojó,

en un suelo arcilloso un cambio en la retención de humedad desde un 48,5 a 56,0

% y en una textura arenosa de 39,25 a 41 %, siendo estadísticamente significativo

para la primera textura.

En la biodigestión se generó un volumen 0,188 m3 sólo en una de las

repeticiones, presentando un rendimiento aproximado del 60 % en relación al

volumen de la biomasa utilizada en el proceso, lo que significa un bajo poder

energético del proceso.

La eficiencia energética que presenta el biogás no fue factible evaluar, ya

que no fue capaz de generar una combustión continua, por lo que se plantea como

inquietud para una próxima experiencia la evaluación de esta mediante el análisis

de la composición del gas resultante del proceso.

78

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1

ANEXOS

2

ANEXO 1: Análisis estadísticos spss 15.0;

ANOVA de un factor

Propiedades físicas y químicas del efluente.

Suma de

cuadrados gl

Media

cuadrática F Sig.

Ph

Inter-grupos 0,096 2 0,048 8,6 0,017

Intra-grupos 0,033 6 0,006

Total 0,129 8

C.E (dS/m)

Inter-grupos 1,396 2 0,698 15,7 0,004


Total 1,662 8

M.O (%)

Inter-grupos 0,084 2 0,042 10,525 0,011


Total 0,108 8

C. Orga. (%)

Inter-grupos 0,025 2 0,012 12,4 0,007


Total 0,031 8

N. Total (%)

Inter-grupos 0,001 2 0,001 1 0,422


Total 0,006 8

Relación C/N

Inter-grupos 136,82 2 68,41 2,792 0,139

Intra-grupos 147 6 24,5

Total 283,82 8

3

Continuación cuadro ANOVA.

Suma de cuadrados

gl Media cuadrática

F Sig.

NH4 Disp. (%)

Inter-grupos 0 2 0 1,58 0,281

Intra-grupos 0 6 0

Total 0 8

P Total. (%)

Inter-grupos 0 2 0 4,606 0,061

Intra-grupos 0 6 0

Total 0 8

P2O5 Total. (%)

Inter-grupos 0 2 0 4,788 0,057

Intra-grupos 0 6 0

Total 0 8

K Total. (%)

Inter-grupos 0 2 0 3,872 0,083

Intra-grupos 0 6 0

Total 0 8

K2O Total. (%)

Inter-grupos 0 2 0 3,895 0,082

Intra-grupos 0 6 0

Total 0 8

4

Continuación cuadro ANOVA.

Suma de cuadrados

gl Media cuadrática

F Sig.

Ác. Húmicos (%)

Inter-grupos 0,009 2 0,005 5,903 0,038


Total 0,014 8

Ác. Fúlvicos (%)

Inter-grupos 0,757 2 0,378 1,347 0,329


Total 2,442 8

Ex. Húm. Totales

(%)

Inter-grupos 0,042 2 0,021 23,444 0,001


Total 0,048 8

Densidad (g/cc)

Inter-grupos 0 2 0 19 0,003

Intra-grupos 0 6 0

Total 0 8

5

Pruebas post hoc; Subconjuntos homogéneos.

Duncan para variable pH.

Tratamiento N

Subconjunto para

alfa = .05

1 2 1

1 3 6,900

2 3 6,933

3 3 7,133

Sig. ,604 1,000

Se muestran las medias para los grupos en los subconjuntos homogéneos.

a. Usa el tamaño muestral de la media armónica = 3,000.

Duncan para variable C.E (dS/m)

Tratamiento N

Subconjunto para

alfa = .05

1 2 1

1 3 1,300

3 3 2,100

2 3 2,167

Sig. 1,000 ,712



6

Duncan para variable M.O (%)

Tratamiento N

Subconjunto para

alfa = .05

1 2 1

1 3 ,1500

2 3 ,3500

3 3 ,3600

Sig. 1,000 ,853



Duncan para variable C. Orgánico (%)

Tratamiento

N Subconjunto para

alfa = .05

1 2 1

1 3 ,0900

2 3 ,1900

3 3 ,2100

Sig. 1,000 ,468



7

Duncan para variable N Total (%)

Tratamiento N

Subconjunto

para alfa = .05

1 1

3 3 ,0600

2 3 ,0800

1 3 ,0900

Sig. ,228



Duncan para variable relación C/N

Tratamiento N

Subconjunto

para alfa = .05

1 1

1 3 3,00

2 3 8,60

3 3 12,50

Sig. ,064



8

Duncan para variable NH4 Disp. (%)

Tratamiento N

Subconjunto

para alfa = .05

1 1

1 3 ,016800

3 3 ,022500

2 3 ,023700

Sig. ,159



Duncan para variable P Total. (%)

Tratamiento N

Subconjunto para alfa

= .05

1 2 1

3 3 ,0018400

1 3 ,0034800 ,0034800

2 3 ,0068000

Sig. ,363 ,093



9

Duncan para variable P2O5 Total.(%)

Tratamiento N

Subconjunto para alfa

= .05

1 2 1

3 3 ,0042100

1 3 ,0079800 ,0079800

2 3 ,0156000

Sig. ,354 ,088



Duncan para variable K Total (%)

Tratamiento N

Subconjunto para

alfa = .05

1 2 1

1 3 ,003600

3 3 ,004100 ,004100

2 3 ,004880

Sig. ,322 ,143



10

Duncan para variable K2O Total (%)

Tratamiento N

Subconjunto para alfa =

.05

1 2 1

1 3 ,0043200

3 3 ,0049200 ,0049200

2 3 ,0059000

Sig. ,334 ,137



Duncan para variable Ác. Húmicos (%)

Tratamiento N

Subconjunto para

alfa = .05

1 2 1

1 3 ,1200

2 3 ,1250

3 3 ,1900

Sig. ,833 1,000



11

Duncan para variable Ác. Fúlvicos (%)

Tratamiento

N Subconjunto

para alfa = .05

1 1

1 3 ,1200

2 3 ,1300

3 3 ,7400

Sig. ,215



Duncan para variable Ex. Húm. Totales (%)

Tratamiento N

Subconjunto para

alfa = .05

1 2 1

1 3 ,2400

2 3 ,2500

3 3 ,3900

Sig. ,697 1,000



12

Duncan para variable Densidad. (g/cc)

Tratamiento N

Subconjunto para

alfa = .05

1 2 3 1

2 3 1,0000

1 3 1,0100

3 3 1,0167

Sig. 1,000 1,000 1,000



13

ANOVA de un factor

Análisis biológico (Coliformes Fecales).

Suma de

cuadrados gl

Media

cuadrática F Sig.

Inter-grupos 5142027,778 5 1028405,5

56 9,719 ,001

NMP Intra-grupos 1269733,333 12 105811,11

1

Total 6411761,111 17

Pruebas post hoc.; Subconjuntos homogéneos.

Duncan para variable NMP.

TRATAMIE

NTO N

Subconjunto para alfa = .05

2 3 1

Día 75 3 83,33

Día 60 3 200,00

Día 45 3 560,00 560,00

Día 30 3 1000,00 1000,00

Día 15 3 1133,33 1133,33

Día 0 3 1600,00

Sig. ,113 ,062 ,052



14

ANOVA de un factor,

Análisis porcentaje de retención de humedad.

Suma de

cuadrados gl

Media

cuadrática F Sig.

% Inter-grupos 706,688 3 235,563 64,611 ,000

Retención Intra-grupos 43,750 12 3,646

humedad Total 750,438 15

Pruebas post hoc; Subconjuntos homogéneos.

Duncan para variable % retención de humedad.

Tratamiento N Subconjunto para alfa = .05

1 2 3 1

Arenoso sin lodo 4 39,25

Arenoso con lodo 4 41,00

Arcilloso sin lodo 4 48,50

Arcilloso con lodo 4 56,00

Sig. ,219 1,000 1,000



15

ANEXO 2: Análisis de los efluentes laboratorio AGROLAB.

Análisis de los lodos puros extraídos de la planta de tratamiento.

16

Análisis del efluente diluido a la entrada del biodigestor.

17

Análisis para los tres biodigestores transcurrido 45 días de biodigestión.

18

Análisis biodigestor número1, al final de la experiencia.

19

Análisis biodigestor número 2, al final de la experiencia.

20

Análisis biodigestor número 3, al final de la experiencia.

Tesis Merlin Rivera

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