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

32

MEDIO AMBIENTE 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, efluentes

58

químicos y componente orgánico de los

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 biodigestión

55

atmosférica alcanzada

en

el

periodo

de

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 biodigestion 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. 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.

1

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.

2

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

3

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

4

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

5

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

6

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.

7

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

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 a la biomasa natural como la procedente de forma espontánea de la naturaleza (masas forestales generalmente), y actualmente es la principal base energética de los países subdesarrollados que se encuentran en 8

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.

9

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.

10

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).

11

TIPO DE RESIDUO

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

TRATAMIENTO

APROVECHAMIENTO

Sin tratamiento Trituración Densificación Pirolisis Gasificación

COMBUSTIÓN EN HOGAR

Digestión anaeróbica COMBUSTIÓN EN

Excedentes agrícolas Residuos ind. agroalimentarias Cultivos energéticos

MOTOR

Fermentación alcohólica Extracción

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

12

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.

13

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.

14

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

15

(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.

16

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.

17

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

18

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. 19

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

20

4. Metanogénesis: conversión de acetato y CO2 más H2 a gas metano (CH4). MADIGAN et al. en su libro explican que el proceso de producción biológica de metano lo llevan a cabo un grupo de arqueas anaeróbicas anaeró estrictas, tales ales organismos reciben el nombre de metanógenos.,

Una representación esquemática simplificada de la degradación anaerobia de la materia orgánica ánica se muestra en la Figura 3.

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

Figura 3: Representación esquemática simplificada de la degradación anaeróbica de la materia orgánica (DE MES, 2003).

21

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

22

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

23

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.

24

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

25

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.

26

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.

27

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).

28

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 29

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).

30

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.

31

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.

32

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.

33

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

34

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.

35

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.

36

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.

37

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.

38

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).

39

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.

40

a

b

c

d

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 41

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.

42

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.

43

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

10 ml de la muestra

1 ml de la muestra

Concentración simple medio A-1

0, 1 ml de la muestra

Incubar a 35 ºC por 3 hrs Incubar a 44,5 ºC por 21 hrs

44

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.

a

b

c

d

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.

45

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.

46

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 47

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).

48

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 = π * r² * H

• V = Volumen de un cilindro. • π = Constante Pi≈ 3,141592 49

• 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.

50

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.

51

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.

52

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

53

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.

54

Temperatura Ambiente, Período Biodigestión. 30

Temperatura (ºC).

25 20 8 hrs.pm.

15

14 hrs.pm. 20 hrs.pm.

10 5 0 0

15

30

45

60

75

90

Día.

Figura 15: Temperaturas at atmosféricas alcanzadas en el período odo de biodigestión (Fuente: Elaboración propia, datos estación meteorológica Liceo Agrícola Agrí Tadeo Perry Barnes).

Temperatura Efluente, Período Biodigestión.

Temperatura (ºC).

25 20 9 hrs.pm.

15 18 hrs.pm.

10 5 0

15

30

45 Día.

60

75

90

Figura 16: Temperaturas alcanzada alcanzadas en el efluente por el proceso de biodigestión. biodigestión

55

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.

56

MEDICIONES

Figura 17: Evolución de Coliformes totales según el Número Más Probable (NMP), en el proceso de biodigestión de lodos activos.

57

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.

58

MATERIA ORGÁNICA.

EXTRACTOS HÚMICOS TOTALES .

0,4 0,3

0,36

0,35

0,25 0,2 0,15

a* a*

0,1 0,05

0,12

0,15

Porcentaje (%)

Porcentaje (%)

b*

b*

0,35

0 1

2

3

0,45 0,4 0,35 0,3 0,25 0,2 0,15 0,1 0,05 0

4

c*

a*

1

ÁCIDOS FÚLVICOS.

2

0,74

Porcentaje (%)

Porcentaje (%)

a*

0,5 0,4 0,3 0,1

0,07 a*

0,13

a*

a*

2

3

0 1

3

4

ÁCIDOS HÚMICOS.

0,6

0,12

0,25

Nº Mediciones

0,8

0,2

0,24

0,39

0,14

Nº Mediciones

0,7

b*

b*

4

0,2 0,18 0,16 0,14 0,12 0,1 0,08 0,06 0,04 0,02 0

c*

a*

b*

0,12

0,125

2

3

0,19

0,07

1

Nº Mediciones

b*

4

NºMediciones

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

La relación C/N expresa las unidades de Carbono por unidades de Nitrógeno que contiene un material material. El Carbono es una fuente de energía para los microorganismos y el Nitrógeno

es un elemento necesario para la síntesis

proteica. ca. Una relación adecuada entre e estos dos nutrientes, favorecerá un buen crecimiento y reproducción (SZTERN y PRAVIA, 1999; SORIA et al., al 2001).

En el caso evaluado la relación obtenida en los biosólidos biosólido fue de 4:1 aproximadamente (F (Figura 19), la cual se expresó por debajo de los márgenes recomendados para un proceso óptimo de compostaje según la literatura.

59

SZTERN y PRAVIA (1999) y SORIA et al. (2001)) considera una relación C/N óptima de entrada para iiniciar un proceso de compostaje 20 a 30. 30 Cuando la relación es muy estrecha (10:1) hay pérdidas de nitrógeno asimilable, lo cual reduce la calidad del material digerido digerido; por otro lado sii la relación es muy amplia (40:1) se inhibe el crecimiento debido a falta de nitrógeno.

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

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 obtenidos en las plantas depuradoras de aguas 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 agrícolas.

60

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.

61

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

EVOLUCIÓN DEL NITRÓGENO EN EL EFLUENTE. 0,1

Porcentaje (%)

0,09 0,08

0,09

0,07

0,08

0,06

NH4 Disp.(%)

0,05

0,06

N. Total (%)

0,04 0,03 0,02 0,01

0,0237

0,0225

2

3

0,0168

0

1

Nº Mediciones

Figura 20: Evolución olución del nitrógeno en el perí período de biodigestión.

62

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

EVOLUCIÓN DEL FÓSFORO EN EL EFLUENTE.

Porcentaje (%)

0,018 0,016 0,014 0,012 0,01 0,008 0,006 0,004 0,002 0

0,0156

P Total.(%)

0,00798

P2O5 Total.(%)

0,00421 0,0068 0,00348 0,00184

1

2 Nº Mediciones

3

Figura 22: Evolución del fósforo en el proceso de biodigestión.

63

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 3

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

64

producción se ve afectada de forma considerable (Centro de Información de Recursos Naturales (CIREN), 1989 a; 1989 b).

Condutividad eléctrica. 2,50

C.E (dS/m)

2,00 1,50

2,17

2,10

1,90 C.E (dS/m) 1,30

1,00 0,50 0,00 1

2 3 Mediciones

4

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

El pH (Figura igura 24 24) no presentó variaciones relevantes durante el proceso, se mantuvo cercano al neutro (pH 7) con gran estabilidad estabilidad,, no encontrándose diferencias estadísticas significativas en éste parámetro. Estos valores obtenidos están dentro del rango óptimo propuesto para el proceso de biodigestión por ALCAYAGA et al (2000 2000) y RIQUELME (2009) en donde exponen, exponen que el potencial de hidrógeno tiene efectos directos en la vida microbiana microbiana,, ya que las l bacterias metanogénicas son extremadamente sensibles al pH,, y requieren para su desarrollo un pH óptimo que deben encontrar encontrarse 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.

65

pH

Evolución del pH. 7,20 7,15 7,10 7,05 7,00 6,95 6,90 6,85 6,80 6,75

7,13

7,00 6,93 6,90

1

2

3 Mediciones

4

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

La densidad del líquido (Figura 25), ), fue igual o muy cercana a la densidad 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 de la aplicación foliar de éste producto.

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 posteriormente rmente la aplicación del 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 et al. (2005) exponen la posibilidad de generar fertilizantes foliares mediante el método de digestión anaeróbica, obteniendo do como producto del proceso de la descomposición de los desechos orgánicos fitoreguladores,, que actúan como bioestimulante oestimulante orgánico en pequeña pequeñas cantidades, capaz de promover el

66

crecimiento y desarrollo de las plantas.. Para lograrlo se deben adicionar al efluente insumos como alfalfa picada, roca fosfórica, leche, pescados, pescado entre otros.

Densidad del líquido. 1,02 1,015

1,02

(g/cc)

1,01 1,01

1,005

1,01

1 1,00

0,995 0,99 1

2

3

4

Mediciones

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 loss resultados obtenidos (Cuadro 7 7), ), ya que las concentraciones en los efluentes ya digeridos están bajo a las exigida por la NCh 2880 (INN, 2004), en la cual se indica que todas las clases de compost deben cumplir con las concentraciones máximas indicadas en la Cuadro 8 8.. Si bien en el mayor número de los elementos analizados se obtuvi obtuvieron eron valores trazas, zinc y cobre presentaron n una concentración mayor, aún cuando los rangos obtenidos obtenido no sobrepasaron lo reglamentado.

AHUMADA

et

al.

(2004),

generaron

resultados

similares

en

sus su

investigaciones,, donde los biosólidos presentaron los mismos elementos en una

67

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

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

(Total)

68

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.

69

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