universidad veracruzana

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UNIVERSIDAD VERACRUZANA
FACULTAD DE CIENCIAS QUÍMICAS
ZONA XALAPA
PROGRAMA EDUCATIVO:
INGENIERÍA QUÍMICA
USOS Y BENEFICIOS DE LA DIGESTIÓN ANAEROBIA
MODALIDAD DEL TRABAJO RECEPCIONAL
(MONOGRAFIA)
Que para acreditar la Experiencia Educativa:
Experiencia Recepcional
P r e s e n t a:
C. YUSSEF DÁVILA ZAMBRANO
Director:
M.R.T. ANTONIO LARA MUSULE
Xalapa, Ver., Junio 2015
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INTRODUCCIÓN. .......................................................................................................3
OBJETIVO GENERAL ................................................................................................6
OBJETIVOS ESPECIFICOS .......................................................................................6
JUSTIFICACIÓN .........................................................................................................6
ANTECEDENTES. ......................................................................................................7
CAPÍTULO I: MARCO TEORICO .............................................................................. 10
1.1 DIGESTIÓN ANAEROBIA. .............................................................................. 11
1.1.1 Ventajas en el Proceso. ............................................................................ 12
1.1.2 Ventajas en el Producto Final. .................................................................. 12
1.1.3 Ventajas de Energía. ................................................................................. 12
1.2. ETAPAS DE LA DIGESTIÓN ANAEROBIA. ................................................... 12
1.2.1 Hidrólisis.................................................................................................... 12
1.2.2 Acidogénesis. ............................................................................................ 13
1.2.3 Acetogénesis............................................................................................. 14
1.2.4 Metanogénesis. ......................................................................................... 14
1.3 EL BIOGÁS...................................................................................................... 15
1.4 FACTORES QUE AFECTAN EL PROCESO DE LA DIGESTIÓN ANAEROBIA.17
1.4.1 pH. ............................................................................................................ 17
1.4.2 Temperatura.............................................................................................. 18
1.4.3 Toxicidad e Inhibición. ............................................................................... 19
1.4.4 Tiempo de Retención. ............................................................................... 19
1.5 RELACIÓN DBO Y DQO. ................................................................................ 19
1.5.1 Demanda Bioquímica de Óxigeno (DBO). ................................................. 19
1.5.2 Demanda Química de Oxigeno (DQO)...................................................... 20
1.6 REACTORES ANAEROBIOS. ......................................................................... 21
1.6.1 Reactores de primera generación. ............................................................ 21
1.6.2 Reactores de Segunda Generación. ......................................................... 24
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1.6.2.1 Reactor filtro anaerobio (FA). ................................................................. 24
1.6.2.2 Reactor de lecho de lodos con flujo ascendente (UASB). ...................... 25
1.6.3 Reactores de tercera generación .............................................................. 26
1.6.3.1 Reactor de lecho fluidificado o expandido. ............................................. 27
1.6.3.2 Reactor tipo batch (lotes). ...................................................................... 27
1.6.3.3 Reactor de mezcla completa (CSTR). .................................................... 28
CAPÍTULO II: APLICACIONES DE LA DIGESTIÓN ANAEROBIA. .......................... 29
2.1 TRATAMIENTO DE VINAZAS POR MEDIO DE LA DIGESTIÓN ANAEROBIA.30
2.1.1 Tratamiento biológico de vinazas. ............................................................. 31
2.1.2 Tratamiento anaerobio. ............................................................................. 31
2.1.3 Residuos generados. ................................................................................ 32
2.2 BIOGÁS A PARTIR DE NANOTECNOLOGÍA. ................................................ 32
2.3 APROVECHAMIENTO DE LACTOSUERO POR MEDIO DE LA DIGESTIÓN
ANAEOBIA. ........................................................................................................... 32
2.3.1 Lactosuero. ............................................................................................... 34
2.3.1.1 Proteínas en lactosuero. ........................................................................ 35
2.3.1.2 Lactosa en el suero. ............................................................................... 35
2.3.1.3 pH en lactosuero. ................................................................................... 36
2.4 TRAMIENTO DE LODOS Y AGUAS RESIDUALES. ....................................... 36
2.4.1 Aguas residuales. ...................................................................................... 37
2.4.1.1 Importancia del tratamiento. ................................................................... 37
2.4.1.2 Tratamiento por medio de la digestión anaerobia. ................................. 38
2.4.2 Origen de lodos. ........................................................................................ 39
2.4.2.1 Características. ...................................................................................... 40
2.4.2.2 Problemas en el manejo de lodos. ......................................................... 42
2.4.2.3 Aprovechamiento de lodos. .................................................................... 42
2.4.2.4 Normas a seguir en el tratamiento de lodos. .......................................... 43
CAPITULO III: IMPACTO DE RESIDUOS GENERADOS POR LA DIGESTIÓN ANAEROBIA
.................................................................................................................................. 47
3.1 RELACIÓN BIOGÁS- EFECTO INVERNADERO. ........................................... 48
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3.2 RESIDUOS SÓLIDOS URBANOS. ................................................................. 48
3.2.1 Producción de residuos sólidos................................................................. 49
3.2.2 Composición de residuos sólidos. ............................................................. 49
3.2.3 Tratamiento de residuos sólidos urbanos.................................................. 50
3.2.4 Biometanización de residuos sólidos urbanos. ......................................... 51
3.3 IMPACTO DE LODOS ESTABILIZADOS (BIOSÓLIDOS). ............................. 52
3.3.1 Respuestas optimistas en México. ............................................................ 54
CAPITULO IV: CODIGESTIONES. ........................................................................... 55
4.1 CODIGESTIÓN DE RESIDUOS ORGANICOS. .............................................. 56
4.2.1 Residuos ganaderos. ................................................................................ 56
4.1.2 Residuos industriales. ............................................................................... 59
4.2 CODIGESTIÓN DE RESIDUOS SÓLIDOS.................................................. 59
CONCLUSIONES...................................................................................................... 61
REFERENCIAS. .......................................................... ¡Error! Marcador no definido.
INDICE DE FIGURAS
Figura 1: Etapas del proceso de la digestión anaerobia…..……………………………17
Figura 2: Digestor de campana flotante……………..……………………………………27
Figura 3: Digestor chino o de cúpula fija………..………………………………………..28
Figura 4: Reactor Filtro Anaerobio………………………………………………………...29
Figura 5: Reactor UASB……………………………………………………………………31
Figura 6: Reactor de lecho fluidificado……………………………………………………33
Figura 7: Reactor tipo batch…………………………………………………………….….34
Figura 8: Reactor de mezcla completa (CSTR)………………………………………….34
Figura 9: Contenido de proteína en lactosuero…………………………………………..42
Figura 10: Contenido de lactosa en lactosuero…………………………...………….…..43
Figura 11: pH en lactosuero…………………………………………………………….….44
Figura 12: Evolución de la digestión anaerobia………………………………………….47
Figura 13: Diagrama de flujo de tratamiento primero y secundario…………………...48
Figura 14: Sistema de cogeneración de energía eléctrica térmica……………………52
Figura 15: PTAR El Ahogado (Gobierno de Jalisco, 2012)………………......………..66
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Figura 16: Restos de Vegetales…………….……………………………………………..69
INDICE DE CUADROS
Cuadro 1: Parámetros de contaminación de vinazas…………………………………..36
Cuadro 2: Caracterización de los efluentes generados en empresas lácteas………...4
Cuadro 3: composición química típica de los lodos producidos y tratados………..…49
Cuadro 4: Características y cantidades de lodo producidos…………………………...50
Cuadro 5: Clasificación de biosólidos…………...………………………………………..53
Cuadro 6: Clasificación de acuerdo a su contenido de patógenos y parásitos………54
Cuadro 7: Aprovechamiento de biosólidos……………………………………………….54
Cuadro 8: Clasificación de sitios de disposición final…………………………………...55
Cuadro 9: Restricciones al uso de biosólidos, de acuerdo a la Norma de los EUA…65
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INTRODUCCIÓN.
La Digestión Anaerobia es un proceso biológico, en el cual la materia orgánica se
descompone por acción de una serie de microorganismos, que posteriormente forman una
mezcla de gases (principalmente metano y dióxido de carbono) conocida como biogás. Es el
método más extendido en la actualidad para tratamiento de lodos de una depuradora ya que
es la tecnología más efectiva a la hora de conseguir una adecuada eliminación de los sólidos
volátiles de los fangos con alto contenido en materia orgánica. Además, la producción de
biogás procedente del lodo representa un producto de importante valor energético (De la
Rubia, 2003). Este proceso adquiere un papel de suma importancia en la sociedad, debido al
gran impacto ambiental que se está viviendo, por ello se buscan nuevas soluciones a la
actual problemática en el incremento de la población.
Por otro lado, las descargas de residuos domésticos e industriales en los ríos, mantos
acuíferos, zonas de cultivo, etc., generan graves problemas de contaminación del agua y
suelo, lo cual puede llegar a ocasionar alteraciones en los ecosistemas, así como propiciar
posibles afecciones a la salud. Por lo que es prioridad el desarrollo de procesos biológicos
alternativos de bajo costo para el tratamiento de estos residuos.
Desde la década de los 80´s, la biometanización ha sido aplicada a residuos sólidos con bajo
contenido en sólidos (Mata-Álvarez, 2002). No obstante, en la actualidad los sistemas de
digestión anaerobia con alto contenido en sólidos superan el 54% de la capacidad total de
biometanización en Europa. El aumento del número de plantas de digestión anaerobia seca
se ha observado especialmente entre los años 2003 y 2004 debido a las nuevas instalaciones
de gran tamaño construidas en España y Holanda.
Lo mencionado refleja la necesidad de aprovechar el desarrollo tecnológico alcanzado en
Europa para minimizar el impacto ambiental provocado por el crecimiento de ciudades y
poblaciones y la actividad de pequeñas y grandes industrias de nuestro país.
En base a lo anterior, en el presente de trabajo recepcional se propone el estudio,
compresión e importancia de conocer los usos y beneficios de la digestión anaerobia (DA),
tomando como referencia diferentes fuentes bibliográficas, para compilar material suficiente
que pueda explicar y aprovechar los procesos de la DA.
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OBJETIVO GENERAL
Contar con información científica y tecnológica sobre la DA, que nos permita alcanzar mejoras
y aprovechar las aplicaciones como alternativa para la generación de energía sustentable en
el proceso de biogás como biocombustible.
OBJETIVOS ESPECIFICOS
1. Mostrar el proceso de la digestión anaerobia como un recurso de obtención de energía
sustentable para cuidar y preservar el medio ambiente.
JUSTIFICACIÓN
Actualmente vivimos en un mundo globalizado que avanza a gran velocidad en el desarrollo
de nuevas tecnologías para el consumo humano. Algunos de estos avances a su vez
propician diversos daños que repercuten directamente con el medio ambiente.
En años recientes, se han realizado considerables mejoras en los procesos para el tratamiento
y reutilización de residuos orgánicos. Dichas mejoras se han concentrado en la degradación
de residuos orgánicos para la producción de biocombustibles y el desarrollo de nuevos
productos. No obstante, a pesar de que existen muchos estudios experimentales y teóricos en
esta temática, el adecuado manejo de la información y de los procesos aún es un tema de
estudio abierto y representan un área de gran oportunidad para los residuos, ya que las
ciudades crecen y con ellas también crece la cantidad de desechos y residuos domésticos,
industriales, entre otros. Por lo tanto, en este trabajo se propone una documentación intensa e
integral que contribuya en el entendimiento y operación de tales procesos, así como explorar
su uso en aplicaciones de interés de la industrial.
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ANTECEDENTES.
De acuerdo con Hilario Hernández Herrera en su tesis “Tratamiento de lactosuero hidrolizado
por medio de un reactor UASB”, la digestión anaerobia es una vía de transformación de
residuos orgánicos, líquidos o semisólidos, que presenta varias ventajas sobre otros procesos
más convencionales como son el no requerir energía externa para llevarse a cabo, la
producción limitada de efluente y la generación de metano, esto la hace una tecnología
sustentable, atributo que será cada vez más apreciado en la construcción de un nuevo modelo
de desarrollo (Noyola, 1995).
Una de las primeras aplicaciones de la digestión anaerobia radica en la eliminación de sólidos
en suspensiones putrescibles de residuos de agua doméstica, y tuvo lugar en lo que ahora
llamaríamos tanques sépticos. El Moura´s Automatic Scavenger (1881) era una cámara
hermética en la cual la materia orgánica en suspensión era licuada por acción bacteriana
anaerobia. En 1895, Donald Cameron modificó el Moura´s Automatic Scavenger y lo llamó
“tanque séptico”, que para 1897 la totalidad de agua residual se trataba bajo este sistema;
pudiendo haber sido esta aplicación la primera en la que el gas generado se recogió y se le
dió uso para la calefacción y alumbrado.
Posteriormente se diseñaron nuevos modelos que permitían separar los sólidos del agua
residual en una cámara especial. Como consecuencia de estos diseños se creó el tanque de
Travis, que posteriormente sería mejorado por Imhoff y que fue utilizado en 1914 por todos los
Estados Unidos. Para 1927 se incorporó calentamiento al tanque, lo cual mejoró y superó
fácilmente la eficacia obtenida con el tanque de Imhoff, propiciando que los digestores de
fangos separados se aplicaran rápidamente en todo el mundo.
Estos digestores antiguos, si bien estaban provistos de calefacción, no tenían manera de ser
agitados mecánicamente, y su eficacia se reducía por la formación de capaz de espuma y
sedimentación de fango; causando que se introdujeran sistemas de recirculación de gas y
agitadores de paletas.
Los procesos biológicos anaerobios han sido ampliamente utilizados en la estabilización de los
biosólidos que se generan en los procesos de tratamiento aeróbicos de aguas residuales
industriales de alta carga orgánica y lodos urbanos (Fernández-Polanco y García-Encina,
2000).
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Los procesos biológicos ya sean aerobios o anaerobios se comparan de acuerdo a donde
tienen lugar y del producto que se obtiene de ellos. Básicamente el proceso aerobio tiende a
eliminar el 80% de la materia orgánica en forma de lodos y el 20% que resta en forma de
anhídrido carbónico y agua. Por el contrario, la digestión anaerobia transforma la materia
orgánica en una mezcla de 5% de biomasa y hasta un 95 % de metano y anhídrido carbónico
(biogás), favorable en su aprovechamiento y valoración económica (Lissens et al., 2001). En
consecuencia, los procesos aerobios requieren de un aporte neto de energía y en el proceso
anaerobio no sólo no necesita consumir energía, sino que el proceso mismo es productor de
ésta.
En 1950, apareció la aplicación de la digestión anaerobia encadenada a una serie de aguas
residuales que provenían del procesado de alimentos, tales como conservas de carne y
vinazas. Los residuos mencionados en su mayoría solubles y de baja fuerza (contenido de
materia orgánica), se producían en volúmenes excesivos, ocasionando largos tiempos de
retención en el proceso de la digestión, cual era inaceptable. En las últimas décadas se ha
realizado un esfuerzo exhaustivo en la aplicación a escala (pruebas de laboratorio y reactor
por lotes) del proceso de digestión anaerobia, particularmente para el tratamiento de residuos
sólidos; los mayores avances que se tienen de esta tecnología se han logrado en la
microbiología y bioquímica del proceso.
En México, cerca del 50% de la basura se lleva a depósitos donde la materia orgánica entra
rápidamente en estado de putrefacción, ya sean restos de comida, residuos de jardinería,
papel, cartón, etc. En Veracruz se generaron 2.25 millones de toneladas de residuos urbanos
en 2011, que fueron eliminados en vertederos (SEMARNAT, 2011); todo esto se ve afectado
directamente gracias a la insuficiencia de depósitos, y esto al mismo tiempo se ve agraviado
por la generación de lodos en las plantas de tratamiento de aguas residuales (Nelson et al.,
2004). En gran medida, los lodos de desechos no son tratados previamente y están expuestos
en tiraderos a cielo abierto, rellenos sanitarios y alcantarillados, ocasionando un impacto
ambiental directamente a campos agrícolas, generando al mismo tiempo riesgo potencial para
la salud (Anise y Darwin, 1995), gracias a la presencia de metales pesados (As, Cd, Hg, Pb,
Se y Zn), a los cultivos (Cu, Ni y Zn), y ecosistemas del suelo y agua (N, P) (Ros et al., 2006).
Los residuos mencionados anteriormente son considerados un grave problema para el medio
ambiente, debido a su alto contenido de materia orgánica y a la humedad que ocasionan,
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desencadenando paulatinamente el riesgo de ser emisores de gases de efecto invernadero
(Bouallagui et al., 2005).
Por otro lado, en Europa los residuos agrícolas son la mayor fuente de residuos y de potencial
contaminante, siendo los residuos ganaderos, el principal problema ambiental (Hobson, 1990).
Los dos países con mayor cantidad de materia de origen porcina de la Unión Europea son
Alemania y España, produciendo en 1998 un 21% y 17% respectivamente de la producción
total de toda la Unión Europea (DARP, 1999).
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I. MARCO TEÓRICO
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1.1 DIGESTIÓN ANAEROBIA.
En la tesis doctoral de la Universidad de Cádiz, Tania Forster Carneiro puntualiza que la
digestión anaerobia es un proceso microbiológico que consta de la degradación biológica en
ausencia de oxígeno de un material orgánico complejo, dando como productos finales un
biogás compuesto principalmente por metano y dióxido de carbono, y un residuo con menor
cantidad de concentración en sólidos volátiles u orgánicos. En consecuencia, en un proceso
equilibrado, la conversión total de la materia orgánica ocurre mediante una serie de etapas
(hidrólisis, acidogénesis, acetogénesis y metanogénesis) que transcurren tanto en paralelo
como en serie, en la que participan varios tipos de microbios.
Este proceso se lleva a cabo en ausencia de oxígeno como ya fue mencionado con
anterioridad, en este caso otros compuestos como nitratos, sulfatos o dióxido de carbono
actúan como aceptores finales de electrones. El 90 % de la energía contenida en la materia
orgánica (medida como demanda química de oxígeno, DQO), es convertida en biogás y el 10
% restante es asimilado por las células. Desde el punto de vista bioquímico, la escasa
producción de celulas haría el proceso anaerobio poco eficiente. Por otra parte, la DA es un
proceso complejo, que requiere cierto control para asegurar su correcto funcionamiento. Un
ejemplo de esto, es lo sensible que llega a ser el proceso a las sobrecargas de materia
orgánica, lo que puede llevar a la desestabilización del mismo; sin embargo, en la práctica
esta característica es una gran ventaja dado que se evita la necesidad de tratar importantes
volúmenes de la biomasa generada antes de su disposición final según Hilario Hernández
Herrera en su tesis “Tratamiento de lactosuero hidrolizado por medio de un reactor UASB”.
En contraparte de los procesos aerobios, los tratamientos anaerobios presentan las ventajas
de no necesitar la presencia de aire y de generar un biogás que puede ser reutilizado en la
misma planta o con algún fin energético, permitiendo así, la autonomía y autosuficiencia de
plantas de tratamiento sustentables.
En general, la digestión anaerobia ha sido considerada en muchos casos como un proceso
difícilmente controlable y sujeto a posibles complicaciones. Sin embargo, las ventajas
indicadas hacen de la digestión anaerobia una tecnología muy competitiva.
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1.1.1 Ventajas en el Proceso.
 El proceso puede realizarse en cualquier escala de operación; todo esto sin perder de
vista que requieren instalaciones relativamente sencillas y compactas, lo que reduce
notablemente el costo de operación y mantenimiento (Saval y Loyola, 1992).
 Permite el tratamiento de fracciones orgánicas de residuos urbanos de diferentes
procedencias (Tchobanoglous et al, 1997).
 Baja producción y estabilización de lodos (Carreras y Dorronsoro, 1999a).
 Elevados porcentajes de eliminación de materia volátil (40-60%) (Vogt et al., 2002;
Mata- Álvarez et al., 2000; De Baere, 2000).
 Alto grado de estabilización del vertido trabajando con altas velocidades de carga
(Lissens et al., 2001).
1.1.2 Ventajas en el Producto Final.
 Escasa generación total de sólidos biológicos: el producto final posee características
similares al compuesto producido aeróbicamente (Tchobanoglous et al, 1997).
 El producto final es inerte y rico en ciertos nutrientes y puede emplearse para la
agricultura como mejorador de suelo (Nopharatana et al., 2003; Chugh et al., 1999).
 Eliminación de ácidos volátiles (AGV) y otros compuestos fácilmente biodegradables,
contribuyen para disminuir la fitoxicidad del residuo final (Flotats et al., 2000).
1.2. ETAPAS DE LA DIGESTIÓN ANAEROBIA.
Los estudios bioquímicos y microbiológicos realizados hasta la actualidad dividen el proceso
de descomposición anaerobia de la materia orgánica en cuatro fases o etapas: Hidrólisis,
acidogénesis, acetogénesis y metanogénesis.
1.2.1 Hidrólisis.
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La materia orgánica polimérica no puede ser utilizada directamente por los microorganismos a
menos que estos se hidrolicen y se conviertan en compuestos que sean más fáciles de
solubilizar, para así poder a travesar la pared llamada membrana celular; es por eso que la
hidrólisis es la primera etapa en el proceso de degradación anaerobia.
La hidrólisis depende fundamentalmente de la temperatura del proceso, del tiempo de
retención hidráulico, de la composición del sustrato (porcentaje de lignina, carbohidratos,
proteínas y grasas), del tamaño de partícula, del pH, de la concentración de NH 4+ y de la
concentración de los productos de la hidrolisis. (Speece, 1983). Esta etapa puede ser el
proceso limitante de la velocidad global del proceso sobre todo cuando se tratan residuos con
alto contenido en solidos (Pavlosthatis y Giraldo Gómez, 1991).
En el transcurso del proceso, el material orgánico hidrolizado es llevado a cabo por enzimas
de excreción que provienen de las mismas bacterias fermentativas, celulasa, amilasa, lipasa o
proteasa (Kaseng et al., 1992), cualquier sustrato existente se compone de tres tipos básicos
de macromoléculas: hidratos de carbono, proteínas y lípidos. La velocidad de la hidrolisis
depende de la cantidad de materia orgánica, el área superficial, la concentración de la
biomasa y de la producción y absorción de enzimas (Converse y Optekar, 1993).
Los productos obtenidos de la hidrolisis de celulosa por ejemplo son celobiosa y glucosa,
mientras que por otro lado la hemicelulosa produce pentosas, hexosas y ácidos urónicos. Las
proteínas son hidrolizadas por proteasas en proteosas, peptonas, péptidos y aminoácidos. Los
aminoácidos producidos se degradan pasando a ser ácidos grasos volátiles, dióxido de
carbono, hidrógeno, amonio y sulfuro (Jördening y Winter, 2005).
1.2.2 Acidogénesis.
Es la segunda etapa dentro de la degradación, en esta el material orgánico es fermentado por
varios organismos, formando así compuestos que pueden ser utilizados primeramente por los
microorganismos metanógenos (acético, fórmico, H2), y compuestos orgánicos más reducidos
(láctico, etanol, propiónico, butírico) que propiamente deben ser oxidados por las bacterias
acetogénicas a pequeños sustratos, que le sean factibles de utilizar a las bacterias
metanógenas (Gerardi, 2003). Solo el ácido acético formado da lugar al 70% del metano
formado.
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Las proporciones entre los productos de la fermentación varían en función del consumo de H 2
por parte de los microorganismos que utilizan hidrógeno cuando el H es eliminado de forma
eficiente piruvato a oxalacetato por carboxilación y las bacterias fermentativas no producen
compuestos reducidos como etanol, favoreciendo la producción de H 2 y la liberación de
energía química en forma de ATP (Jördening y Winter, 2005). Los microorganismos más
importantes son los que producen acido butírico o butanol básicamente del genero
Clostridium, que convierten la glucosa y algunos aminoácidos en ácido butírico y acético CO 2
e H2.
Las
bacterias
conocidas
como
ácido-propiónicas,
que
pertenecen
al
género
Propionibacterium, se dan a la tarea de llevar a cabo un proceso diferente conocido como
fermentación ácido-propiónica, que es la que dá lugar a la fermentación del ácido láctico,
carbohidratos y polihidroxialcoholes, produciendo en mayor proporción ácido propiónico,
succínico, ácido acético y CO2.
La base en la que se maneja este tipo de fermentación, es la conversión del piruvato a
oxalacetato por carboxilación y la conversión ulterior, a través de succínato y succinil- CoAa
metilmalonil-CoAy propionil-CoA y con el objetivo de que el ciclo de Krebs en oxidaciónreducción se lleve a cabo de una manera equlibrada, 2/3 de glucosa se transforman en
priopionato y 1/3 en acetato (Metzler, 2001).
1.2.3 Acetogénesis.
Posterior a la fermentación de H2 y acetato que son productos que pueden ser metabolizados
directamente por organismos metanógenos, llegan otros como valerato, butirato, propionato y
algunos aminoácidos que necesitan ser transformados en productos más simples y sencillos,
acetato e hidrogeno, por medio de las bacterias acetógenas (Stams, 1994).
Existe un tipo especial de microorganismos capaces de consumir H2 y CO2 y a su vez producir
acetato, llamados homoacetógenos, teniendo como principal anfitrión a Acetobacterium woodii
o Clostridium aceticum. Estas bacterias tienen la capacidad de crecer heterotróficamente en
azúcares al contrario que los metanógenos, siendo más parecidos a los fermentativos que a
los metanógenos a pesar de utilizar los mismos sustratos (Madigan et al. 1998).
1.2.4 Metanogénesis.
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De acuerdo a la División Académica de Ciencias Biológicas de la Universidad Autónoma de
Tabasco en su divulgación referente a la “Identificación de microorganismos por grupos
funcionales en un biodigestor tipo batch inoculado con rumen gástrico de ganado vacuno”, se
refiere a la metanogénesis como la última etapa los ácidos orgánicos simples producidos en la
etapa anterior que son transformados por acción de las bacterias metanógenas. Los
microorganismos metanógenos pueden ser considerados como los más importantes dentro de
la sociedad de microorganismos anaerobios, ya que toman un papel importante en la
responsabilidad de la formación del metano y de la pronta eliminación del medio de los
productos de los grupos anteriores (Chambi, 2007).
Las bacterias metanógenas, son íntimamente responsables de la formación de metano a partir
de sustratos monocarbonados (dos átomos de carbono): acetato, H, CO, formato, metanol y
algunas metilaminas. Estos organismos poseen muchas coenzimas especiales, siendo la
coenzima M, la de mayor participación en el camino final a la formación de metano (Madigan
et al., 1998). La mayoría se los organismos metanógenos son capaces de utilizar el H 2 como
aceptor de electrones, mientras que solo dos géneros son capaces de utilizar el acetato
(Ferguson et al., 1987). En la figura 1 se muestran las etapas del proceso de digestión
anaerobia.
Figura 1: Etapas de la digestión anaerobia.
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Figura 1.1: Etapas del proceso de digestión anaerobia.
1.3 EL BIOGÁS.
Se define como la mezcla de gases cuya composición varía de acuerdo a los detalles de su
producción (Hesse, 1983;). Según Prats et al. (1996), la composición del biogás procedente de
la digestión anaerobia de los excrementos de animales.
Es producido por las bacterias que durante la degradación o fermentación de la materia
orgánica bajo la condición de exclusión del aire, produciendo combustible confiable si el
contenido de metano es más del 50 % (Sasse et al. 1991) diferente a lo obtenido por Witt y
Miranda (2009) que reportan una media de 65.03%.
La composición de biogás depende del tipo de materia orgánica y de cierta forma de la técnica
que sea utilizada en el proceso de la digestión (Weiland, 2000). La materia orgánica utilizada
para la DA varía
considerablemente en la composición, la homogeneidad y la
biodegradabilidad.
El biogás tiene numerosas aplicaciones de uso final en comparación con otras fuentes de
energía renovables. Este tiene un poder calorífico por lo general entre 50 y 70% del gas
natural. El rango del valor calorífico de biogás oscila entre 17 y 25MJ/m dependiendo de la
cantidad de metano en el biogás (Hassan, 2003).
De los datos que se obtuvieron del seguimiento de grandes instalaciones de digestión
anaerobia danesas, un informe preliminar de 1995 (Danish Energy Agency, 1995), indicaba
que estas plantas podían considerarse rentables si permitían conseguir una producción
mínima de 30 m3 de gas por cada tonelada de residuo tratado, lo cual es difícil de conseguir
con la digestión única de residuos ganaderos o de lodos de depuradora. Existen aún muchas
opciones para mejorar la producción de biogás de estos residuos, un ejemplo claro es la
mezcla con residuos de mayor producción potencial (codigestión), mediante pretratamientos
para mejorar la degradación del substrato, o aumentar la temperatura para aumentar la
velocidad de crecimiento de los microorganismos y la eficiencia de la fase hidrolítica.
Un nivel de producción de biogás alto puede ayudar a rentabilizar la inversión necesaria para
la construcción de una planta de digestión anaerobia. Pero tan importante como una alta
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producción de biogás, es un correcto sistema de aprovechamiento del mismo. Los sistemas de
aprovechamiento usualmente pasan por un sistema de cogeneración de energía eléctrica y
energía calorífica, y la rentabilidad viene determinada, en muchos casos, por la eficiencia en la
utilización de la energía térmica. Los rendimientos térmicos obtenidos, así como la
temperatura del o de los flujos térmicos producidos varía mucho en función de la máquina
utilizada: turbinas de gas, turbinas de vapor y motores alternativos. El motor es el que
presenta un rendimiento eléctrico más alto (30-40%). Su aplicación está limitada porque un
porcentaje importante de la 14 energía térmica generada se obtiene en forma de agua o aire
caliente a temperaturas alrededor de 90ºC, de difícil aplicabilidad (Claramunt, 1997).
1.4 FACTORES QUE AFECTAN EL PROCESO DE LA DIGESTIÓN ANAEROBIA.
Como se mencionó anteriormente las bacterias son las principales protagonistas en este
proceso degradativo, pero existen determinados parámetros o factores ambientales que hacen
más factible el desarrollo de la digestión.
1.4.1 pH.
Los microorganismos anaerobios necesitan de manera estricta un pH en torno a la neutralidad
para su desarrollo correcto, aunque permiten cierta oscilación (Clark y Speece, 1989), aunque
pueden presentarse problemas si baja por debajo de 6 o sube por encima de 8,3 (Lay et al.,
1997). El pH afecta directamente la actividad enzimática de los microorganismos mediante
cambios de estado de los iones de las enzimas como el carboxil y amino; alteración que se
presenta
en
los
componentes no
ionizables
del sistema, como
por ejemplo
la
desnaturalización de la estructura proteica de las enzimas (Clark y Speece, 1989).
El pH además, es una variable de suma importancia en el diagnóstico de los sistemas
anaerobios, ya que muchos fenómenos tienen influencia sobre el mismo. Ejemplos clásicos
son las sobrecargas orgánicas, o la presencia de un inhibidor de la etapa metanógena, que
pueden provocar desequilibrios entre la producción y el consumo de ácidos grasos volátiles,
produciendo la acumulación de éstos y el consiguiente descenso del pH “acidificación del
reactor”. En cualquiera de los casos, el pH no se considera una buena variable para el control
del proceso por resultar demasiado lenta, una vez localizada y detectada una variación
inminente del pH, el fracaso del sistema puede ser ya irreversible (Iza, 1995).
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Otro ejemplo por mencionar, es en el mecanismo de inhibición de degradación de propionato
por acético, habiéndose descrito una mayor inhibición a pH bajos (Fukuzaki et al., 1990),
debido a que, en este caso, el componente tóxico es la forma no ionizada del ácido acético,
que aumenta con la acidez del medio. Además, es un importante regulador del sistema,
puesto que influye en varios equilibrios químicos, permitiendo desplazarlos hacia la formación
de ciertos componentes que tengan influencia en el proceso. Por ejemplo altos pH favorecen
la formación de amoníaco libre, auténtico inhibidor de la fase metanógena (Zeeman et al.,
1985).
1.4.2 Temperatura.
La temperatura de igual forma afecta de manera directa los procesos que controlan la
dimensión del crecimiento microbial, así la velocidad con la que crecen los microorganismos
responsables del proceso anaerobio aumenta con la temperatura (Van Lier et al., 1993)
definiéndose tres rangos de temperaturas para clasificar los sistemas: psicrofílico, por debajo
de 20ºC, o a temperatura ambiente; mesofílico, entre 30-40ºC, y termofílico entre 50 y 65ºC. El
rango mesofílico es el más utilizado, pese a que el termofílico presenta ciertas ventajas, como
la mayor rapidez, la higienización del residuo, eliminación de larvas, semillas de malas
hierbas, organismos patógenos (Ahring, 1995), mayor hidrólisis de partículas (Gallert et al.,
1998). Sin embargo, el rango termofílico puede ser más inestable, sobre todo por la mayor
toxicidad de determinados compuestos a altas temperaturas, como el nitrógeno amoniacal
(Hashimoto, 1986; Gallert et al., 1998) o los ácidos grasos de cadena larga (Hwu et al., 1997);
algunas de las ventajas que presenta el rango termofílico son:

Una fermentation más rápida.

Eliminación de casi un 100% de virus y bacterias patógenas.

Separación solido-liquido más rápidamente.

Disminución de la viscosidad de la solución.
El régimen termofílico se ha relacionado estrechamente con mayores problemas de
estabilidad (Hobson, 1990). Sin embargo otros autores consideran que las plantas termofílicas
son tan estables y tan operables como las mesofílicas, presentando, además de las ventajas
antes mencionadas, una mayor producción de gas por unidad de sólidos volátiles y una
mejora en el postratamiento, ya que el efluente de la digestión termofílica es más fácilmente
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deshidratable, junto con una menor producción de malos olores (Ahring, 1995; Krugel et al.,
1998).
La solubilidad o absorción de ciertos gases ( NH3, H2S, H2) va descendiendo conforma va
aumentando la temperatura, lo que significa que con la temperatura correcta, se provoca una
desorción de los gases mencionados durante la digestión, suponiendo un efecto positivo dado
el efecto inhibidor de estos gases sobre el crecimiento de los microorganismos anaerobios.
1.4.3 Tiempo de Retención.
El tiempo de retención es la razón existen entre el volumen del digestor y la carga diaria que
se le asume (alimentación).
Las bacterias necesitan de un cierto tiempo para degradar por completo la materia orgánica
siendo determinado por el tiempo de retención, hay un tiempo de retención mínimo, por debajo
del cual no es posible que el proceso funcione. Éste, en un sistema de mezcla completa,
deberá ser como mínimo el correspondiente a la velocidad de crecimiento de los
microorganismos. Aunque cuanto mayor sea el tiempo de retención mayor ser la producción
de biogás por unidad de materia orgánica introducida, y mayor grado de eliminación de
materia orgánica se obtendrá, la producción diaria disminuirá una vez superado el óptimo. Por
lo tanto, es fundamental determinar el tiempo de retención óptimo. El tiempo de retención
usual en el rango mesofílico para residuos ganaderos y lodos de depuradora está entre 15 y
20 días, aunque depende del tipo de reactor utilizado.
1.5 RELACIÓN DBO Y DQO.
Habitualmente se utiliza la relación DBO/DQO para estimar la biodegradabilidad de un agua
residual. La determinación de la DBO y la DQO permite establecer la relación existente de
contaminantes y según el resultado, conocer la posibilidad o no de efectuar algún tratamiento
para las aguas residuales (Mihelcic y Zimmerman, 2011). La diferencia más notable es que la
DBO representa la cantidad de materia orgánica biodegradable, mientras que la DQO
representa ambas, tanto la materia biodegradable como la no biodegradable.
1.5.1 Demanda Bioquímica de Óxigeno (DBO).
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La demanda bioquímica de oxígeno, DBO, se define como la cantidad de oxígeno usado por
los microorganismos no fotosintéticos a una temperatura de 20ºC, para metabolizar los
compuestos orgánicos degradables biológicamente. Se ha demostrado que gran parte de los
microorganismos metabolizan aeróbicamente los sustratos orgánicos, tales como lípidos,
azúcares, alcoholes o proteínas, tal que alcanzan un máximo rendimiento de producción
celular de 0.4 g de células en peso seco por gramo de DQO eliminada (Sikes, 1975).
Este valor es de gran importancia ya que se relaciona con la cantidad de energía oxidable en
el sustrato el cual es microbiológicamente usable por las células para sus requerimientos de
energía y su posterior síntesis. Por otra parte se tiene que el valor obtenido para este
parámetro en la planta de tratamiento de aguas residuales industriales de Galicia es de 0,127
(Ortiz y Aguila, 1997), lo cual se sustenta en el origen industrial de estas, lo que se manifiesta
en una menor fracción de compuestos biodegradables presentes en el influente.
. La razón técnica de hacer las lecturas de DBO a los cinco días de incubación es porque
después de este periodo frecuentemente ocurre la nitrificación. La nitrificación o conversión
del nitrógeno orgánico y amoniacal a nitritos y nitratos requiere de oxígeno, por lo que la
disminución de oxígeno disuelto o incremento de DBO, ya no se debe a la oxidación del
carbono orgánico que es lo que se desea medir en este tipo de prueba.
La razón de hacer la lectura a los cinco días de efectuada la prueba y a una temperatura de
20ºC, se debe a que como esta técnica tiene su origen en Inglaterra, la British Royal
Commission of Sewage Disposal, determinó que la temperatura promedio de los ríos de este
país es de 18.3ºC y que el tiempo máximo que duran estas aguas en su trayecto de los ríos
hacia el mar, es de cinco días. Como ésta prueba de DBO pretende reproducir estos hechos,
se seleccionaron los parámetros de tiempo y temperatura ya mencionados, y que por causas
circunstanciales coinciden más o menos con las razones técnicas de efectuar las lecturas en
esas condiciones. Aproximadamente entre el 90 y 95% de la DBO presente en el agua
residual es originada por pérdidas de leche o productos lácteos (Valencia y Ramírez, 2009).
1.5.2 Demanda Química de Oxigeno (DQO).
La demanda química de oxígeno, DQO, se refiere a la cantidad de oxígeno que se quiere para
oxidar completamente por medios químicos los compuestos orgánicos a CO2 y H2O.En la
práctica, la materia orgánica en agua es oxidada por K2Cr2O7 bajo condiciones estrictas (en
medio de ácido sulfúrico concentrado, y a una temperatura de 160 ºC). La cantidad de oxígeno
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del dicromato usado, es determinada y expresada como DQO. En aquellos casos que la
fórmula de los compuestos es conocida, la DQO puede ser derivada de la estequiometría. Una
importante ventaja de este método es que cuantifica tanto la materia orgánica disuelta como la
que se presenta en forma de partículas. Considerando el hecho que el tratamiento de aguas
residuales tiene que ver con la separación de ambos tipos de materia orgánica, la DQO
medida es ampliamente usada como un parámetro cuantitativo. En las pruebas de DQO se
acelera artificialmente el proceso de biodegradación que hacen los microorganismos,
mediante un proceso de biodegradación forzada, utilizando oxidantes químicos y métodos
debidamente estandarizados, que tienen por objeto la reproducción de las mediciones, esta
prueba es una indicación de la cantidad de nutrientes fácilmente degradables presentes en
una muestra, es ideal para aplicarla a residuos que contengan entre otros nutrientes con
carbon, como las de industrias o métodos de producción biológicos (Metcalf y Eddy, 2003).
A continuación se presentan algunos valores de DQO en relación a la concentración de
sustrato: 1g/l de glucosa posee una DQO de 1,4 g/l (Henze, 1995), 1g/l de grasa de cerdo
corresponde 2,1 g/l de DQO y 1g/l de aceite girasol a 2 g/l de DQO (Cisterna, 1997).
1.6 REACTORES ANAEROBIOS.
En un estudio sobre el escalado de los reactores anaerobios se dio una clasificación actual
sobre estos, y desde el punto de vista evolutivo se han agrupado en tres generaciones
(Noyola, 1994), reactores de primera, segunda y tercera generación.
1.6.1 Reactores de primera generación.
En este tipo de reactores la materia orgánica se encuentra sedimentada y existe un mínimo
contacto con el sustrato, o bien en suspensión sin recirculación de sólidos. Las condiciones en
las que opera estos reactores residen en la eficiencia en que la remoción de la materia
orgánica sea baja con productos de biogás.
Dependiendo de cómo se comporten las variables de este tipo de digestores se emplean para
el tratamiento de residuos sólidos y la estabilización de lodos.
Ejemplo claro son los
digestores convencionales, en particular los de cúpula fija y campana flotante, desarrollados
en China y la India respectivamente (Pérez et al., 2000).
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En la actualidad, se han desarrollado otros modelos más sencillos de tipo tubular construidos
con materiales más baratos (cloruro de polivinilo, polietilenos, entre otros) y de mayor
simplicidad en el manejo y mantenimiento (Khan, 1996).
Sin embargo, su aplicación solo se limita a pequeña y mediana escala (Sosa, 1999), poniendo
en duda su tiempo de vida útil, principalmente en zonas rurales y marginadas.
1.6.1.1 Digestor de campana flotante.
Se compone de un biodigestor sostenido en mampostería y un depósito de gas móvil en forma
de campana que flota directamente en la masa de fermentación o en un anillo de agua,
suministrando una constante presión de gas, como se muestra en la figura 2. Su manipulación
es relativamente fácil, aunque la campana además de ser costosa, se encuentra expuesta lo
que nos lleva a que exista presencia de corrosión, requiriendo así mantenimiento periódico
(Pérez et al., 2000).
1. Campana
2. Caño gula
3. Caño central para salida del gas
4. Soportes cruzados
5. Válvula de gas
6. Trampa de agu
Figura 2: Digestor de campana flotante
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1.6.1.2 Digestor tipo chino o cúpula fija.
Llamado de tipo chino o cúpula fija, como se observa en la figura 3 tiene un diseño básico en
el que el biogás es recolectado en una cúpula fija. Se compone de un biodigestor construido
en mampostería y un domo fijo, completamente cerrado donde se almacena el biogás.
Durante el proceso de producción del biogás, la masa de fermentación es desplazada hacia el
tanque de compensación y cuando es extraído el gas, el líquido regresa al biodigestor, esto
explicando el porqué de la variación en la presión del gas (Pérez et al., 2000).
Una de las ventajas con las que cuenta este digestor es que tiene una vida útil de larga
duración y su estructura no es metálica, de modo que es imposible de oxidarse.
a,a1: niveles de equilibrio de la mezcla
b: túnel de comunicación
c: centro de la construcción
d: drenaje regulador de presión
e: registro para la descarga periódica
Figura 3: Digestor chino o de cúpula fija
Es de operación semicontinua y reúne las siguientes características de diseño:

No tiene partes móviles.

Sección circular, eje vertical: paredes cilíndricas.
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 Achatado: relación altura/ diámetro pequeña.
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
Techo y fondo dómicos: sectores esféricos.

Construcción bajo el nivel del suelo.

Cámaras de entrada y salida laterales, diametralmente opuestas.

Tapa removible en la parte superior del domo, perforada con el tubo de salida de gas.
1.6.2 Reactores de segunda generación.
Estos reactores son caracterizados por el aumento de la retención de microorganismos dentro
de este. Llevándose a cabo mediante la adhesión a soportes o por su sedimentación. El
primero de estos reactores fue el filtro anaerobio (Young y McCarty, 1969), el cual consistió en
una columna empacada con flujo ascendente y descendente. Consecutivamente se
desarrollaron modalidades más eficientes al reordenar el empaque mediante el uso de
soportes tubulares (Berg y Lentz, 1979).
Según Lettinga et al., (1980), pusieron en marcha y desarrollaron el sistema UASB (Upflow
Anaerobic Sludge Blanket), que tenía características de película fija, pero sin manejar material
de soporte. Este sistema se basa en la capacidad de sedimentación de la biomasa generada
en el interior del reactor lo cual favorece a minimizar el lavado celular a altas velocidades de
carga.
Fue utilizado a mediados de los años 80 en Holanda, y hasta nuestros días ha habido un
aumento significativo de plantas de tratamiento con esta tecnología (Lettinga y Hulshoff,
1991).
1.6.2.1 Reactor filtro anaerobio (FA).
El Fa fue desarrollado en la Universidad de Stanford. Está caracterizado por la presencia de
un empaque estacionario dentro del mismo reactor, generalmente es operado en flujo
ascendente. El tipo de material del que está constituido el empaque (piedra, arena, grava,
plástico, etc.) proporciona la apariencia de ser menos importante que la forma, ya que en una
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porción significativa de lodo es retenida dentro de la fracción hueca de dicho material de
empaque (Young y Dahab, 1982).
La mayor limitante de este reactor es la acumulación de sólidos en el material de empaque,
los cuales pueden ejercer cierta presión en el reactor. Los sólidos utilizados pueden provenir
de agua residual, material precipitado del mismo o biomasa suspendida. En reactores
industriales, la presencia de sistemas inadecuados de distribución de líquido producen la
formación de un canal y cortos circuitos hidráulicos (Razo, 1992). (Figura 4)
Figura 4: Reactor Filtro Anaerobio.
1.6.2.2 Reactor de lecho de lodos con flujo ascendente (UASB).
Clarigester Dorr-Oliver fue el precursor y contemporáneo del reactor UASB (Lettinga et al.,
1984). El concepto UASB como tal fue desarrollado por Lettinga y colaboradores en la
Universidad Agrícola de Wageningen, Holanda (Lettinga et al., 1980).
La operación del reactor consiste en una zona de reacción en la parte inferior en la que se
acumula la biomasa, la de mejor sedimentación en el fondo y encima los lodos más ligeros,
formando todo el lecho de lodos. Un separador gas-sólido-líquido en la parte superior, impide
la salida de los sólidos del reactor, separándolos del gas producido y del efluente líquido (Vera
et al., 2012). Haciendo énfasis en contabilizar alternativas económicas y eficientes para el
tratamiento anaerobio de aguas residuales, se han desarrollado diversos tipos de reactores en
el mundo. Los llamados de segunda generación (filtro anaerobio y reactor de lecho de lodos
con flujo ascendente) hasta la fecha han resultado ser los que presentan mayores beneficios y
atractivos.
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Entre las ventajas de los reactores UASB se encuentran que son sistemas compactos, con
baja demanda de área, sin necesidad de utilización de un material de soporte, se obtienen
niveles de remoción de DBO/DQO superiores al 80%, bajo costo de operación, elevada
concentración del lodo excedente, no necesitando de una unidad de espesamiento de lodo, y
bajo consumo de energía (Arango et al., 2009).
Según P. Conil (2013), informó en su artículo que el objetivo principal de la utilización de este
tipo de reactores es minimizar de manera significativa los costos en el proceso del tratamiento
de aguas residuales. Concluyó anuncia que en el uso de plantas UASB se puede observar en
la parte de remoción versus dilución que cuando el DQO (demanda química de oxígeno) es
igual o inferior a 300 mg/L, la eficiencia de un reactor UASB para remoción de DQO y DBO
(demanda bioquímica de oxígeno) no supera el 65%. A mayor dilución del agua residual
menor eficiencia de tratamiento, en términos porcentuales, y menor producción de biogás por
kilo de DQO removida, pues parte del biogás se queda disuelto en el efluente. Pero para
concentraciones de DQO superiores a 500 ppm la eficiencia de remoción puede superar el 80
%. (Figura 5)
Figura: Reactor UASB. Oscar Arango, Luciana Sánchez. (2009). Tratamiento de aguas
residuales de la industria láctea en sistemas anaerobios tipo UASB.
1.6.3 Reactores de tercera generación.
En la actualidad, existen reactores anaerobios de vanguardia es decir, reactores novedosos
denominados de lecho fluidificado. De la misma manera que los de la segunda generación han
sido creados para el tratamiento de residuales líquidos de alta carga orgánica.
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Estos sistemas contienen los microorganismos en forma de películas adheridas a un soporte
que se expande o fluidifica. Los diseños que fueron propuestos por diferentes autores (Heijnen
et al., 1989 y Meraz et al., 1995) utilizan una corriente de recirculación para provocar un flujo
ascendente y fluidificar el lecho de las partículas de soporte que puede ser de arena, material
plástico o cerámica.
1.6.3.1 Reactor de lecho fluidificado o expandido.
Los reactores de lecho fluidificado o expandido consisten en una cama de
partículas
contenidas en una columna vertical, a través de la cual fluye el agua residual en forma
ascendente, a una velocidad tal que siempre mantiene las partículas en movimiento constante
(Bull et al., 1984). Esto permite que los sólidos inertes presentes en el agua residual no
sedimenten (Heijnen et al., 1989).
Los materiales que son usados para la formación de la película son partículas inertes con un
diámetro pequeño tal como arena, antracita o carbón activado granulado (Switzenbaum,
1983). La velocidad de flujo de líquido y la expansión resultante de la cama es la que
determina, si es un reactor fluidificado o expandido. Si la expansión de 10-15% el reactor
expandido, si es mayor a 15% el reactor es fluidificado (Berg, 1984). (Figura 6)
Figura 6: Reactor de lecho fluidificado.
1.6.3.2 Reactor tipo batch (lotes).
Son aquellos que consisten en tanques herméticos con una salida de gas conectada a un
gasómetro flotante donde se almacena el biogás. En estos sistemas se introduce el material
a digerir y se desarrolla la fermentación hasta que el contenido de materia prima disminuye
y cesa la producción de gas. Es de fácil operación pero puede presentar inconvenientes
debido a que la cantidad de gas producido no es constante (López-Cabanes, 1989).
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Los reactores por lotes se usan en operaciones a pequeña escala, para probar procesos
nuevos que todavía no se han perfeccionado, para fabricar productos de alto costo, y en
procesos que son difíciles de convertir en operaciones continuas. El reactor se puede llenar a
través de las boquillas en su etapa. Tiene la ventaja de que se pueden obtener conversiones
elevadas si se deja el reactivo en el reactivo en el reactor durante periodos largos de tiempo,
pero también tiene la desventaja de que los costos de mano de obra por lote son elevados, y
de que es difícil efectuar producción a gran escala. (Figura 7)
Figura 7: Reactor tipo batch.1.6.3.3 Reactor de mezcla
completa (CSTR).
El reactor de tanque agitado es el digestor más común y fácil de operar en el tratamiento de
aguas residuales con alta carga orgánica. Este sistema consta de un tanque dotado con
un mecanismo de agitación que garantiza que toda la biomasa reaccionante sea uniforme
en sus propiedades. Por lo tanto, se considera que la concentración de la biomasa en la
corriente de salida es igual que la que está en el interior de reactor. Este digestor puede
operar en regímenes continuo y semi-continuo. La homogenización del reactor se puede
realizar mecánicamente o por recirculación del gas o líquido. (Figura 8)
Figura 8: Reactor de mezcla completa (CSTR).
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II.
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APLICACIONES
DE
[Escriba aquí]
LA
DIGESTIÓN
ANAEROBIA.
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2.1 TRATAMIENTO DE VINAZAS POR MEDIO DE LA DIGESTIÓN ANAEROBIA.
El agua residual generada de la producción de alcohol es conocida como vinaza, su
generación llega a ser más de 10 veces la producción de alcohol. Es altamente contaminante
al ser vertida en fuentes de agua y suelos debido a que presenta altos valores de DBO
(40,000-50,000 mg/L) y DQO (80,000-100,000 mg/L), un pH bajo y color oscuro (Cuadro 1)
Debido a que su biodegradabilidad es media, los tratamientos biológicos no logran un efluente
de calidad y se mantiene la presencia de color debido principalmente a compuestos
generados durante la fermentación como lo son las melanoidinas, el ácido tánico, productos
de la caramelización, productos de la degradación alcalina y polifenoles (Battimelli et al., 2010;
Bharagava y Chandra., 2010; Figaro et al., 2009; Mane et al., 2005).
PARÁMETRO
VALOR
DQO
135,867 ± 351.2
mg/L
61,350 ± 3340.7
mg/L
2.21
2975 ± 0.4 mg/L
432.50 ± 7.9 mg/L
720 ± 0.0 mg/L
238.50 ± 8.2 mg/L
8633.33 ± 709.5
mg/L
18,833.33 ± 288.7
mg/L
86,623 ±20.9 mg/L
3.98 ± 0.14
DBO5
DQO/DBO5
NTK
NH4
NO3
PO4
SO4
Potasio
Sólidos totales
pH
Cuadro 1: Olguín et al., 2008
Las vinazas son una de las principales fuentes de contaminación en sistemas de agua y en el
suelo, gracias a su alto contenido en materia orgánica no biodegradable, acidez y color,
aunado a un inadecuado manejo de las mismas (Battimelli et al., 2010; Bharagava y Chandra,
2010).
La descarga de vinazas en cuerpos de agua disminuye la penetración de luz afectando a los
organismos fotosintéticos y así, disminuyendo los niveles de oxígeno disuelto Lo anterior
afecta los ecosistemas acuáticos reflejándose en mortandad de fauna y flora (Bharagava y
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Chandra, 2010; Gad y El Sayaad, 2010). Segun Pérez y Garrido (2008) puntualizan que una
opción adecuada para el manejo de las vinazas es el fertirriego; el cual consiste en verter la
vinaza diluida directamente en el suelo, sin embargo este manejo está limitado por la
necesidad de un suelo ácido y encontrar la dosis adecuada de vinaza. En contra parte la
vinaza inhibe la germinación de semillas reduce la alcalinidad y la disponibilidad de
manganeso (Bharagava y Chandra, 2010).
2.1.1 Tratamiento biológico de vinazas.
Los tratamientos biológicos se pueden clasificar en aerobios o anaerobios dependiendo de la
presencia o ausencia de oxígeno disuelto, aunque también pueden ser clasificados como
tratamientos de biomasa en suspensión o biomasa fija (Sainz, 2005).
Estos tratamientos, van destinados a microorganismos, donde el mecanismo de tratamiento es
la utilización de la materia orgánica como fuente de carbono por parte de los microorganismos,
creando nuevos microorganismos (lodos mayormente en los procesos aerobios) y otros
metabolitos dependiendo el tipo de tratamiento. Habitualmente para el tratamiento de las
vinazas se elige un proceso anaerobio seguido de una etapa aerobia (Anjaneyulu et al., 2005).
Se ha registrado tratamiento de vinazas diluidas en humedales subsuperficiales con la planta
Pontederia sagittata obteniendo resultados favorables en la remoción de DQO (80.2480.62%), DBO5 (82.20-87.31%) y sulfatos (68.58–69.45%) por lo que el efluente podría
utilizarse en el fertirriego. (Olguín et al., 2008).
2.1.2 Tratamiento anaerobio.
Estos tratamientos generalmente se utilizan para cargas orgánicas elevadas.La estabilización
de la materia orgánica se lleva a cabo en un ambiente carente o en ausencia de oxígeno,
donde en una primera etapa los microorganismos convierten el material orgánico en
intermediarios metabólicos los cuales se utilizan como sustrato para otros microorganismos,
dando como resultado productos finales como dióxido de carbono y metano (biogás) los
cuales pueden ser utilizados como energéticos (Metcalf y Eddy, 1994).
Posterior a ser tratadas las vinazas en sistema anaerobio, la mayoría de la carga orgánica
biodegradable se remueve, sin embargo el contenido de materia orgánica continúa siendo alto
para la descarga en cuerpos de agua, además el color aún sigue presente en el efluente.
Compuestos recalcitrantes tales como las melanoidinas y el ácido tánico que dan coloración al
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agua aún siguen presentes después de la digestión anaerobia y representan alrededor del 33%
del contenido orgánico (Figaro et al., 2009).
2.1.3 Residuos generados.
Los principales residuos generados durante la producción de alcohol y azúcar son el bagazo,
la melaza y la vinaza, la generación de estos residuos es muy grande, La melaza
generalmente es utilizada como fuente de carbono en la fermentación para producir alcohol
con diversos fines, ya sea como combustible, para uso industrial o en la elaboración de
bebidas alcohólicas, también puede ser utilizada para otros fines como la producción de
alimento para ganado y levaduras (Gad y El Sayaad, 2010). El bagazo es otro subproducto
generado en los ingenios que puede ser valorizado generalmente como energético.
2.2 BIOGÁS A PARTIR DE NANOTECNOLOGÍA.
Se desarrolló y patentó una tecnología que aumenta hasta un 200 % la producción de biogás
introduciendo nanopartículas de óxido de hierro en los procesos de tratamiento de residuos
orgánicos.
El desarrollo de esta tecnología, denominada 'BiogásPlus' está compuesta por un sistema que
con el uso progresivo de nanopartículas de óxido de hierro sustenta a las bacterias
encargadas de degradar la materia orgánica.
De tal modo que el aditivo aumenta de manera continua la producción de biogás y al mismo
tiempo transforma las nanopartículas de hierro en sales inocuas. Las primeras pruebas que se
hicieron de BiogásPlus demostraron que el producto incrementó hasta un 200 % la producción
de este gas combustible, lo que significó una solución factible y sostenible al procesar
residuos orgánicos, favoreciendo la expansión de esta fuente de energía renovable.
Según, actualmente la producción de biogás es relativamente poco eficiente convirtiendo sólo
del 30 al 40 % de la materia orgánica- si se compara con otras fuentes de energía (ICN2,
Instituto Catalán de Nanociencia y Nanotecnologia , 2014)
2.3 APROVECHAMIENTO DE LACTOSUERO POR MEDIO DE LA DIGESTIÓN ANAEOBIA.
Las aguas residuales de las industrias lácteas se caracterizan por su alto contenido en
DQO, nitrógeno y fósforo por lo que han de tratarse convenientemente antes de proceder a
su vertido. En el caso de la fabricación de determinados productos, como puede ser el
32
[Escriba aquí]
[Escriba aquí]
[Escriba aquí]
queso, el vertido de suero aumenta considerablemente la presencia de materi orgánica en el
agua residual (Arrojo et al., 2003).
Se presentó un resumen de las principales caracteristicas de corrientes lacteas, conteniendo
concentraciones de materia organica con valores maximos de 66000 mg de DQO/L, y minimos
de 633 mg de DQO/L (Cuadro 2), como tambien concentraciones variables de los llamados
compuestos nitrogenados. Como es el caso de la fabricacion de algunos productos como el
queso, el vertido de suero aumenta en consideracion ante la presencia de materia organica en
el agua residual (Arrojo et al., 2003). El agua residual de una planta de lacteos tiene diversas
caracteristicas, dependiendo del tipo de productos que se elaboran; la principal contribucion
de materia organica con lo que cuenta este tipo de agua son lactosa, proteinas y grasas.
Tipo de
efluente
DQO
DBO
Gra
Nitró
sas
geno
total
400
55
Empresa
láctea
4000
600
Empresa
láctea
2926
1580
294
Empresa
láctea
633
260
Empresa
láctea
2209
Empresa
láctea
Empresa
láctea
Fósfo
ro total
pH Referencias
35
8-11
Kasapgil et al., 1
994.
36
21
6.7
Rico et al., 1991
.
NP
106
NP
8.9
1112
60
NP
NP
7.2
Timofeyeva, 199
2.
4500
2300
NP
56
33
7.2
Harper, 1974
3190
1950
690
43
7
5-10
Rusten et al., 1992
Lo. K et al., 1985
.
Suero
61250
NP
2500
533
4.6
Méndez et al., 1989
Empresa
láctea
NP
285
NP
296
NP
8.1
Shamir et al., 20
01
Empresa
láctea
2125
1250
NP
70
100
9-10.5
Monroy et al., 1
995.
Empresa
láctea
NP
241
NP
191
50
8.5
Monroy et al., 1
995.
33
[Escriba aquí]
Empresa
láctea
[Escriba aquí]
4500
2300
350
60
[Escriba aquí]
50
NP
Craggs et al., 2000
.
Empresa
láctea
4000
2000
NP
60
NP
NP
Koyuncu et al., 20
00.
Empresa
láctea
1750
NP
NP
75
9.1
NP
Koyuncu et al., 20
00.
Queso
3000
754
18
14
7.32
Koyuncu et al., 20
00.
Yogurt
1000
NP
63
7.2
NP
Koyuncu et al., 20
00.
Cuadro 2: Caracterización de los efluentes generados en empresas lácteas
(composición en mg/L). Arrojo et al., 2003.
2.3.1 Lactosuero.
El lactosuero es el líquido amarillento que se obtiene por la coagulación de las proteínas
presentes en la leche durante la elaboración del queso, una vez que se separa la cuajada del
queso (la caseína) y la grasa (Spreer 1991).
En la elaboración de quesos, se producen dos tipos de lactosuero, dulce y ácido. El primero
de ellos se obtiene de la coagulación de leches no ácidas por la acción enzimática de la
renina, produciendo quesos de pastas prensadas y pastas cocidas como es el tipo: cheddar,
manchego, chihuahua, entre otros. El lactosuero ácido se produce cuando el coagulo se forma
por acidificación con un pH de 5.1 o menos, en la elaboración de quesos de pastas frescas y
pastas blandas como son el tipo: cottage, ricotta, Oaxaca, entre otros (Zadow, 1992).
El lactosuero es usado en diversos fines como son:

Forraje para ganado bovino y porcino.

Formulacion de bebidas para consumo humano.

Principal sustrato para el desarrollo de fermentaciones.
34
[Escriba aquí]
[Escriba aquí]
[Escriba aquí]
 Fuente de diversos componentes aislados a través de su fraccionamiento (proteínas y
lactosa) (Campos et al., 2005).
2.3.1.1 Proteínas en lactosuero.
Según Spreer (1991) consignó intervalos de concentración proteinica de lactosuero de 0.2% a
1.1%. El contenido de esta proteína en suero dulce arrojó desde 0.96% hasta 1.72%, dando
un promedio de 0.118%. (Figura 9)
Figura 9: Contenido de proteína en lactosuero.
2.3.1.2 Lactosa en el suero.
El intervalo reportado en la concentración de lactosa en suero es 3.8 hasta 5.3% lactosa
(Spreer, 1991). El contenido de lactosa en suero dulce fluctúa desde 3.89% hasta 6.81% con
un promedio de 4.648%. El contenido de lactosa en suero de requesón se encuentra entre
3.95% y 4.7% con un promedio de 4.169% (Figura 10). Sólo un caso con una concentración
de lactosa mayor (6.7%) al máximo reportado por Spreer (1991) para este tipo de lactosueros.
35
[Escriba aquí]
[Escriba aquí]
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Figura 10: Contenido de lactosa en lactosuero.
2.3.1.3 pH en lactosuero.
El suero dulce se genera durante la elaboración de quesos frescos, donde la coagulación es
predominantemente enzimática (queso panela), la figura 11 muestra que el pH en lactosuero
se encuentra entre 5.95 y 6.59, mientras que el suero de requesón tienen valores entre 5.48 y
6.8. Tomando en cuenta el valor de pH 5 reportado para sueros ácidos (Spreer 1991), se
observa que se generan sueros dulces, aunque el suero de requesón no tiene un valor
especifico, se puede observar que entra dentro de la clasificación de sueros dulces.
Figura 11: pH en lactosuero.
2.4 TRAMIENTO DE LODOS Y AGUAS RESIDUALES.
Uno de los muchos retos con los que cuenta el país a largo plazo, es tratar todas las aguas
residuales generadas en el país, lo cual fue establecido como objetivo en la Agenda del Agua
2030.
Existen un sin fin de
tecnologías utilizadas en el tratamiento de aguas residuales. El
tratamiento generalmente consiste en las etapas de pretratamiento, tratamiento primario,
tratamiento secundario, desinfección y tratamiento de lodos. La tecnología más utilizada para
el tratamiento de las aguas residuales municipales es la de lodos activados. En este proceso,
se tiene una corriente de recirculación de lodo de los sedimentadores secundarios hacia el
reactor biológico para mantener una concentración deseada de biomasa. El tipo de tecnología
36
[Escriba aquí]
[Escriba aquí]
[Escriba aquí]
a utilizar en cada planta de tratamiento, dependerá de muchos factores como el tamaño, la
calidad deseada y los costos.
La etapa de mayor importancia en el tratamiento de lodos es la estabilización, en la cual se
reduce la masa y volumen y se reducen los organismos patógenos, olores y la atracción de
vectores, siendo la digestión aerobia y anaerobia los métodos de mayor demanda para este
tratamiento.
La digestión aerobia se usa típicamente en plantas de tratamiento con capacidades menores a
220 l/s y presenta la desventaja de un elevado costo de operación, ya que requiere suministro
de aire, que consume energía.
En cambio, la digestión anaerobia, aunque su costo de operación es menor, presenta el
inconveniente de un mayor costo de inversión y que requiere de operadores especializados
para mantener un buen control del proceso y que éste no se desestabilice.
2.4.1 Aguas residuales.
La ingeniería química es una base sólida para el tratamiento de aguas residuales, el
conocimiento aplicado en cinética de reacciones y balances son algunas salidas para llevar
acabo todos los procesos para tratamientos biológicos de aguas residuales, que algunos
autores lo definen como la capacidad que tienen los microorganismos para metabolizar y
convertir la materia orgánica en suspensión ya disuelta, en tejidos celulares nuevos y
diferentes gases (Varila y Díaz, 2008).
Las aguas residuales contienen materia orgánica como inorgánica, y los microorganismos
presentes en ellas desempeñan un papel vital eliminando los compuestos orgánicos. De
acuerdo con su origen las aguas residuales pueden clasificarse como: domésticas,
Industriales, Infiltración y caudales adicionales y Pluviales (Rodríguez, 2009).
2.4.1.1 Importancia del tratamiento.
El agua es un recurso ya sea renovable o irrenovable, pero indispensable para el desarrollo de
cualquier actividad, ya sea industrial, agrícola y urbana, y su uso está relacionado con el
crecimiento económico y social de los países. La contaminación de la misma es uno de los
37
[Escriba aquí]
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más graves problemas ambientales a los que la naturaleza se enfrenta actualmente. Cada día
se vierte a los ríos y lagos toneladas de desechos en forma de basura o como agua residual,
ocasionando la contaminación de los cuerpos de agua que en algún momento fueron de agua
cristalina natural. La contaminación causada por los efluentes domésticos e industriales, la
deforestación y los cambios del uso del suelo, están reduciendo notablemente la disponibilidad
de agua utilizable en el país (Real e Islas, 2010). El riesgo ecológico de estos vertidos ha
potenciado la búsqueda de alternativas para su tratamiento y disposición final.
En la planeación y diseño de un sistema de tratamiento se pueden considerar diferentes
objetivos, teniendo en consideración la disponibilidad de recursos económicos y técnicos, así
como los criterios establecidos para descarga de efluentes o eficiencias mínimas y,
eventualmente motivaciones ecológicas. Uno de sus objetivos principales es: Proteger la
Salud Pública y el Medio Ambiente, al igual que el Reúso del Agua Tratada (Torres, 2012).
Otro punto de análisis del tratamiento de aguas residuales es disminuir el contenido de
contaminantes hasta llegar un nivel compatible según la normativa vigente. En general el
constituyente más importante de las aguas residuales de origen animal es la Materia
Orgánica. De tal manera que la degradación de ésta se torna primordial (Cervantes, 2010).
2.4.1.2 Tratamiento por medio de la digestión anaerobia.
Los tratamientos anaerobios constituyen dos grandes alternativas de eliminación biológica de
aguas residuales y residuos orgánicos. El saber que no necesitan aireación y la generación de
un biogás se puede utilizar en la misma planta con finalidades energéticas hacen que la
digestión anaerobia resulte muy favorable, permitiendo en muchos casos la autonomía o
autosuficiencia de las plantas de tratamiento (López, 2008).
Debido a la ausencia de oxidación, se tiene que la DQO (Demanda química de oxigeno)
teórica del metano equivale a la mayor parte de la DQO de la materia orgánica digerida (90 a
97%) (Rodríguez, 2012), una mínima parte de la DQO es convertida en lodo (3 a 10%). En las
reacciones bioquímicas que ocurren en la digestión anaerobia, solo una mínima parte de la
energía libre es liberada, mientras que la mayor parte de esa energía permanece como
energía química en el metano producido (Martí, 2006).En la figura 12 se muestra brevemente
la evolución actual del proceso de la digestión anaerobia.
38
[Escriba aquí]
[Escriba aquí]
[Escriba aquí]
Figura 12: Evolución de la digestión anaerobia. : Hibert, J. (2012). La Digestión
Anaeróbica. La aplicación del biogás en el área rural. Universo Porcino
2.4.2 Origen de lodos.
Los lodos producidos en el tratamiento de aguas residuales dependen del tipo de planta de
tratamiento y de la operación de ésta. En una planta de aguas residuales domésticas, los
lodos se generan principalmente en las etapas de tratamiento primario y tratamiento
secundario.
Los lodos primarios se producen en la sedimentación primaria, en la cual se remueven sólidos
sedimentables. La cantidad depende de la carga superficial o tiempo hidráulico de retención.
En la sedimentación primaria con químicos se produce más lodo, producto de una mayor
remoción y de la precipitación química de la materia coloidal.
Los lodos secundarios se producen en procesos de tratamiento biológicos que convierten
residuos o substratos solubles en biomasa. También incluyen la materia particulada que
permanece en el agua después de la sedimentación primaria y que se incorpora en la
biomasa. La cantidad producida depende de varios factores: eficiencia del tratamiento
primario, relación de SST a DBO, cantidad de sustrato soluble, remoción de nutrientes y
criterios de diseño del tratamiento como se muestra en la figura 13 un diagrama de flujo de los
dos tratamientos.
39
[Escriba aquí]
[Escriba aquí]
Tratamiento primario
[Escriba aquí]
Tratamiento secundario
Figura 13: Diagrama de flujo de tratamiento primero y secundario.
2.4.2.1 Características.
Las características de los lodos dependen principalmente de su origen, su tiempo de retención
en las etapas y el tipo de tratamiento que han recibido.
La composición química típica de los lodos producidos y tratados se presenta en el cuadro
(Metcalf & Eddy, 2003).
Concepto
Unidades
Lodo
primario
Lodo
secundario
5-9
Lodo
primario
digerido
2-5
Concentració
n de sólidos
Sólidos
volátiles
Proteína
Nitrógeno
(N)
Fósforo
(P2O5)
Óxido de
potasio
(K2O)
Celulosa
Hierro
Óxido de
silicio (SiO2)
pH
Alcalinidad
Ácidos
orgánicos
Contenido
energético
%
% de ST1
60-80
30-60
59-88
% de ST
% de ST
20-30
1.5-4
15-20
1.6-3
32-41
2.4-5
% de ST
0.8-2.8
1.5-4
2.8-11
% de ST
0-1
0-3
0.5-0.7
% de ST
% de ST
% de ST
8-15
2-4
15-20
8-15
3-8
10-20
-
u. pH
mg CaCO3/l
mg HAc/l
5-8
500-1,500
200-2,000
6.5-7.5
2,500-3,500
100-600
6.5-8
580-1,100
1,100-1,700
kJ ST/kg
23,00029,000
9,00014,000
19,00023,000
0.8-1.2
40
[Escriba aquí]
[Escriba aquí]
[Escriba aquí]
Cuadro 3: Composición química típica de los lodos producidos y tratados (Metcalf &
Eddy, 2003).
La cantidad de lodo producido y sus características dependen también del tipo de proceso en
el que éste es producido. Un lodo primario, por ejemplo, presenta mejores características de
sedimentación que uno secundario, además que tendrá una mayor concentración de sólidos.
En el cuadro 4 se presentan las características y cantidades de lodo que se producen
normalmente en diferentes procesos de tratamiento.
Proceso
Sedimentación
primaria
Lodos activados
(purga)
Filtro biológico
(purga)
Aireación
extendida
(purga)
Laguna aireada
(purga)
Filtración
Remoción algal
Sedimentación
primaria con
adición de cal
(350-500 mg/l)
Sedimentación
primaria con
adición de cal
(800-1,600
mg/l)
Denitrificación
con biomasa
suspendida
Filtro biológico
de desbaste
Gravedad
específica
sólidos
1.4
Gravedad
específica lodo
1.02
Producción de
sólidos secos,
kg/1000 m3
110-170
1.25
1.005
70-100
1.45
1.025
60-100
1.30
1.015
80-120
1.30
1.01
80-120
1.20
1.20
1.9
1.005
1.005
1.04
12-24
12-24
240-400
2.2
1.05
600-1,300
1.20
1.005
12-30
1.28
1.02
-
Cuadro 4: Características y cantidades de lodo producidos (Metcalf & Eddy, 2003).
El volumen de lodo depende en su mayoría del contenido de humedad. Un lodo primario tiene
del 91 al 95% de humedad, con un valor típico del 94%. En cambio, un lodo secundario, tiene
del 98.5 al 99.5% de humedad, con un valor típico del 99.2%2 (Metcalf & Eddy, 2003).
41
[Escriba aquí]
[Escriba aquí]
2.4.2.2 Problemas en el manejo de lodos.
[Escriba aquí]
Los lodos deben ser pretratados antes de disponerse. Al manipularlos, se deben tener ciertas
consideraciones debido a su contenido de sólidos. El contenido de sólidos debe ser utilizado
en el diseño y dimensionamiento de las bombas, tuberías y equipos utilizados para su manejo
y tratamiento.
Los lodos producidos en las plantas de tratamiento, principalmente los primarios,
generalmente contienen basuras que no fueron desechadas en las cribas del pretratamiento.
Para remover estas basuras y evitar que dañen equipos, se requiere un pretratamiento, como
puede ser una criba o molino.
Antes de poder aprovechar o disponer los lodos, éstos deben ser estabilizados para reducir la
atracción de vectores, los olores y los riesgos a la salud. Además, los lodos deben ser
desaguados para así reducir su volumen.
La estabilización de lodos es un proceso que ayuda en los problemas en la manipulación de
lodos. Tiene las ventajas de reducir la masa y volumen de éstos, facilitar el desaguado y
reducir los organismos patógenos, olores y atracción de vectores. No obstante las ventajas
que trae la estabilización de lodos, estos procesos presentan varias dificultades, siendo la más
importante, el costo de inversión y operación.
2.4.2.3 Aprovechamiento de lodos.
El desarrollo de lodos en una planta de tratamiento, puede traer también ciertos beneficios
dependiendo del tratamiento o destino que se les dé. Las principales formas para su
aprovechamiento son destinarlo fuente de energía o mejoradores de suelo en la agricultura.
Los lodos producidos en una planta de tratamiento es por medio del biogás que se obtiene
como subproducto en la digestión anaerobia de los lodos. En plantas de tratamiento de gran
tamaño se pueden obtener grandes beneficios derivados del aprovechamiento del biogás. Su
uso como fuente de energía no es algo nuevo en la industria, y está ganando créditos debido
a cambios en la economía por el incremento en el costo de la energía eléctrica. El biogás
generado puede producir entre 50 y 100% de la energía requerida en un tratamiento biológico
convencional.
Las tendencias actuales han ocasionado que este tipo de procesos sean cada vez más
factibles y rentables. El mercado de la energía es muy volátil, el costo de la electricidad, gas
42
[Escriba aquí]
[Escriba aquí]
[Escriba aquí]
natural y combustibles fósiles ha aumentado de manera significativa, favoreciendo el uso de
fuentes renovables de energía. En la Figura 14 se muestra un sistema de cogeneración de
energía eléctrica y térmica a partir del biogás producido en la digestión anaerobia.
Figura 14: Sistema de cogeneración de energía eléctrica térmica. (2G CENERGY, 2011.
2.4.2.4 Normas a seguir en el tratamiento de lodos.
Los lodos producidos en una planta de tratamiento deben cumplir con las siguientes Normas
Oficiales Mexicanas: NOM-004-SEMARNAT-2002 (NOM-004) y NOM-083-SEMARNAT-2003
(NOM-083).
Además, deberán estar avalado con la “Constancia de no peligrosidad de los mismos”, de
acuerdo al trámite SEMARNAT 07-007.
En
la
NOM-004-SEMARNAT-2002,
Protección
ambiental.-
Lodos
y
biosólidos.-
Especificaciones y límites máximos permisibles de contaminantes para su aprovechamiento y
disposición final, se especifican los siguientes criterios con los que deberán cumplir los
biosólidos para ser aprovechados:
 Los biosólidos deben ser tratados para controlar la atracción de vectores. Se sugiere
varios procesos para lograr este fin, como el reducir la masa de sólidos volátiles al
menos en un 38% durante su tratamiento.
 Los biosólidos se clasifican en excelentes o buenos de acuerdo al contenido de metales
pesados que se indica en el cuadro 5 y en clase A, B o C de acuerdo a su contenido de
patógenos y parásitos indicado en la cuadro 6.
 El aprovechamiento que se les podrá dar a los biosólidos depende de su clasificación,
como se indica en la cuadro 7.
43
[Escriba aquí]
[Escriba aquí]
Contaminante
(en forma total)
Arsénico
Cadmio
Cromo
Cobre
Plomo
Mercurio
Níquel
Zinc
[Escriba aquí]
Excelentes,
mg/kg base seca
41
39
1,200
1,500
300
17
420
2,800
Buenos, mg/kg
base seca
75
85
3,000
4,300
840
57
420
7,500
Cuadro 5: Clasificación de biosólidos.
Clase
Bacterias
Patógenos
Parásitos
Salmonella spp, Huevos
Coliformes
fecales, NMP/g NMP/g
base helminto,
base seca
seca
huevos/g
seca
A
<1,000
<3
<1
B
<1,000
<3
<10
C
<2,000,000
<300
<35
de
base
Cuadro 6: Clasificación de acuerdo a su contenido de patógenos y parásitos.
Tipo
Excelente
Clase
A
Excelente o bueno
B
Excelente o bueno
C
Aprovechamiento
Usos urbanos con
contacto público
directo durante su
aplicación
Los establecidos para
clase B y C
Usos urbanos sin
contacto público
directo durante su
aplicación
Los establecidos para
clase C
Usos forestales y
suelos agricolas
Cuadro 7: Aprovechamiento de biosólidos. NOM-083-SEMARNAT-2003
44
[Escriba aquí]
[Escriba aquí]
[Escriba aquí]
En la NOM-083-SEMARNAT-2003, Especificaciones de protección ambiental para la selección
del sitio, diseño, construcción, operación, monitoreo, clausura y obras complementarias de un
sitio de disposición final de residuos sólidos urbanos y de manejo especial, se clasifican los
sitios de disposición final de acuerdo a lo indicado en el cuadro 8.
Cuadro 8: Clasificación de sitios de disposición final.
Esta Norma indica las siguientes características constructivas y operativas del sitio:
Tipo
1. Debe contar con
geológica natural o
2. Debe garantizar
A
B
C
D
Toneladas por día
recibidas
Mayor a 100
50 hasta 100
10 y menor a 50
Menor a 10
una barrera
equivalente.
la extracción,
captación, conducción y control del biogás generado en el sitio.
3. Se debe construir un sistema de captación y extracción del lixiviado generado.
4. Debe contar con un drenaje pluvial.
5. Debe contar con área de emergencia para depositar los residuos en cualquier eventualidad,
desastre natural o emergencia.
6. Debe alcanzar los niveles mínimos de compactación.
7. Se debe controlar la dispersión de materiales ligeros, fauna nociva e infiltración pluvial.
45
[Escriba aquí]
[Escriba aquí]
[Escriba aquí]
8. Se deben adoptar medidas para los residuos no admitidos. Los lodos deben ser
previamente tratados o acondicionados antes de su disposición final.
9. El sitio debe contener obras complementarias como caminos, cerca perimetral, caseta de
vigilancia, servicios básicos, franja de amortiguamiento.
10. Se debe contar con manual de operación, control de registro e informe mensual de
actividades.
11. Se deben medir y controlar de impactos ambientales producidos.
12. La separación de residuos en el sitio no debe afectar el cumplimiento de estas
especificaciones ni presentar riesgos para las personas.
46
[Escriba aquí]
[Escriba aquí]
[Escriba aquí]
III. IMPACTO DE RESIDUOS GENERADOS
POR LA DIGESTIÓN ANAEROBIA
47
[Escriba aquí]
[Escriba aquí]
[Escriba aquí]
3.1 RELACIÓN BIOGÁS- EFECTO INVERNADERO.
Quizás ésta sea la interacción considerada menos habitual. No obstante, la actual
problemática de la afectación a la capa de ozono y el incremento del efecto invernadero tiene
también relación con el biogás.
En muchos países, ya sea por dificultades, por la falta de solvencia económica para adquirir y
(o) difundir la tecnología, o bien por cuestiones inherentes a las formas en que se maneja la
producción agrícola, al no ser recogidos y procesados los desechos de cosechas, sobre todo
en los lugares húmedos como las tierras bajas, pantanos y arrozales, ocurre la fermentación
anaerobia de manera natural. Al descomponerse la materia orgánica y producirse biogás,
significa el ingreso a la atmosfera de un mayor porcentaje de metano (superior al necesario
para el equilibrio natural), junto con el dióxido de carbono los cuales incrementan el
sobrecalentamiento de la atmosfera y, por ende, afectan a la larga el clima en el planeta.
Aquí es donde debe recordarse que, aunque ambos gases se encuentran dentro del conjunto
de los denominados gases de efecto invernadero, es preferible recuperar el metano y hacer
que combustione, para tener un efecto útil como portador energético, en lugar de dejarlo
escapar a la atmosfera y contribuir al calentamiento global de la Tierra, sin haber realizado
antes algún beneficio en la actividad del hombre (Guerra et al., 2004). También cabe
mencionar que el efecto invernadero provocado por metano, es mayor al del dióxido de
carbono, teniendo en cuenta que hay más emisiones a la atmosfera de CO 2 que de metano.
3.2 RESIDUOS SÓLIDOS URBANOS.
La agencia de protección medio ambiental, “U.S. Environmental Protection Agency” (USEPA),
de los Estados Unidos, define textualmente “residuo sólido” como cualquier tipo de basuras
sólidas de desechos resultantes de la comunidad, actividades industriales y comerciales
(USEPA, 1989). La transformación de la sociedad rural en urbana ha ocasionado un aumento
considerable en la generación de residuos procedentes de la actividad doméstica, comercial,
institucional, construcción, servicios municipales (limpieza de calles, parques y jardines),
plantas de tratamiento, industrial y agricultura.
48
[Escriba aquí]
[Escriba aquí]
[Escriba aquí]
Asimismo, la acumulación de desechos urbanos constituye un serio problema para las
instituciones locales responsables por precepto legal de la recogida y eliminación de éstos.
Para encontrar solución a estos problemas se requiere una estrategia y organización de la
actividad de recogida y tratamiento que establezca una relación vertido-medioambiente
adecuada. Cualquier residuo tiene un contenido material y energético. Por tanto, en el
momento en que exista una tecnología capaz de recuperar esa materia, dejará de ser un
residuo.
Según Tchobanoglous et al. (1997), la proporción municipal de los residuos sólidos totales
generados representa sólo una pequeña proporción, pero es objeto de la máxima atención en
virtud del efecto que su eliminación incorrecta puede tener en la salud pública y en la calidad
de aguas tanto superficiales como subterráneas.
3.2.1 Producción de residuos sólidos.
El mayor generador de RSU en el mundo es Estados Unidos con una producción media de
casi 4,0 kg/habitante/día. Los países o regiones individuales pueden mostrar tendencias y
cualidades muy diferentes y por ello, el estudio de los problemas de manejo de residuos
sólidos debe tener como base las características específicas de cada localidad. En los países
industrializados se ha observado una tendencia hacia el aumento significativo de la cantidad y
complejidad de los residuos sólidos (Mata-Álvarez, 1998a).
En Europa, la generación de residuos sólidos urbanos oscila entre 0,5-1,75 kg/habitante/día.
En Francia se generan aproximadamente 650,0 millones de toneladas de residuos donde 47,0
millones de toneladas equivalen a los RSU, lo que hace una media de 467kg/habitante/año.
En España, la media de producción de residuos es relativamente baja comparativamente con
Francia, 24 millones de toneladas de residuos y un coeficiente de generación de 0,81,2kg/hab/día, sin embargo esta producción aumentará un 1,75% por año hasta el año 2020
(INE, 2002).
3.2.2 Composición de residuos sólidos.
De igual manera de las variaciones en cuanto a cantidad, puede haber también grandes
diferencias en la composición de los residuos sólidos urbanos. La composición de los residuos
urbanos domésticos varía sustancialmente con el poder adquisitivo de cada sociedad. Cuanto
más desarrollada es una sociedad mayor la tendencia a consumir los bienes elaborados
49
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reduciendo así
la
fracción
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típicamente orgánica
e
incrementando
[Escriba aquí]
las fracciones
complementarias de vidrio, papel, cartón y plástico. Esta misma tendencia también se puede
observar cuando se analizan las diferencias entre las grandes ciudades y los entornos
(Álvarez, 2005).
En Europa, la mitad de los residuos sólidos urbanos generados presentan como componente
mayoritario la materia orgánica fermentable, integrada fundamentalmente por restos de
alimentos y que recibe la denominación de fracción orgánica de los residuos sólidos urbanos
(FORSU). La FORSU es la fracción empleada en los tratamientos para la obtención de los
productos valorizables como el composta y el biogás. En los municipios donde no se realiza
recogida selectiva (separación de basura), el RSU se encuentra en unas condiciones menos
favorables para su tratamiento biológico, pues los procesos de separación mecánica
presentan peores eficiencias tanto de recuperación de materiales como de obtención de una
FORSU de mayor calidad para su tratamiento (Álvarez, 2005).
El conocimiento de la composición de los residuos urbanos tiene una gran importancia a la
hora de seleccionar la mejor alternativa de eliminación (Gallert et al., 2003). Así, la FORSU
procedente del proceso de reciclado presenta un mayor potencial para los procesos de
digestión anaerobia y los restos vegetales de limpieza de parques y jardines proporcionan un
compost de mejor calidad, frente a los residuos que presentan mayores porcentajes de
plásticos (Braber, 1995; Hartmann y Ahring, 2005).
3.2.3 Tratamiento de residuos sólidos urbanos.
La aceptación de un sistema adecuado para la disposición final de los residuos urbanos tiene
una serie de lazos políticos, sociales y económicos, siendo fundamentales los siguientes
aspectos: bajo costo de inversión, reciclaje y reutilización de productos, daño mínimo al medio
ambiente, y escasa necesidad de espacio.
A nivel mundial se ha estimado que hasta un 95% de los RSU generados son aún depositados
en vertederos (Orcajo, 2001). El modelo de gestión predominante en España ha sido la
recogida de los RSU y posterior eliminación mediante depósito en vertedero. De esta forma,
en España, el 70% de los residuos municipales generados se depositan en vertederos aunque
se utilice también el compostaje y la incineración (Castellanos, 2001) con recuperación de
energía (Domingo y Schumacher, 2001), tecnología está rodeada de una gran polémica
medioambiental debido a su potencial grado de contaminación. La materia orgánica, como
50
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componente mayoritario del residuo debe aprovecharse siempre que sea posible, como
recurso biológico.
El tratamiento físico de un residuo sólido no produce un cambio de composición, existiendo
tres tipos:
 Separación de los componentes identificables de los RSU: o procesos de recuperación
y separación por medios manuales y/o mecánicos utilizados para transformar un
residuo heterogéneo en componentes más homogéneos.
 Reducción del volumen: proceso mediante el que se reduce el volumen inicial ocupado
por un residuo (por la fuerza o presión).
 Reducción mecánica: utilizado para reducir el tamaño de los materiales residuales con
el fin de obtener un producto final razonablemente uniforme y de menor tamaño que el
original.
3.2.4 Biometanización de residuos sólidos urbanos.
El término biometanización hace referencia al proceso de digestión anaerobia, es decir
proceso de oxidación de la materia orgánica de los residuos sólidos urbanos en ausencia de
oxigeno atmosférico, dando como productos finales un gas, compuesto fundamentalmente por
metano y dióxido de carbono (biogás con importante poder calorífico y, por lo tanto,
susceptible de aprovechamiento energético), y un residuo con una menor concentración de
sólidos volátiles u orgánicos, que puede utilizarse como mejorador de suelo
La integración entre las tecnologías de digestión anaerobia y aerobia para el tratamiento de la
fracción orgánica de los residuos sólidos urbanos también fue estudiada por Kayhanian y
Tchobanoglous (1992). Los autores utilizaron sistemas semi-secos para una mezcla de
residuo orgánico proveniente de restaurante y la FORSU. Los autores obtuvieron además del
beneficio económico un bajo coste operacional y un excelente compost final. También
obtuvieron resultados buenos en la digestión conjunta de residuos frescos y residuos
pretratados (tiempo de retención hidráulico de 8 días en condiciones termofílicas de
temperatura).
Edelmann y Engeli (1992), utilizaron como principales ventajas de la combinación de digestión
anaerobia y el compostaje que se consigue disminuir el coste operacional, por el uso
51
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compartido de los equipos de pre y post-tratamiento, y por la obtención de energía
autosuficiente para toda la planta.
Estudios parecidos fueron presentados por Mata-Álvarez et al (1993) que investigó la
evolución del proceso anaerobio termofílico en FORSU pre-compostada y FORSU fresca. Los
resultados indicaron que la FORSU pre-compostada mejora la eficacia del proceso digestión
anaerobia; sin embargo, el compostaje puede contribuir como un tratamiento adicional al
aumento de la eficacia del proceso de biometanización de la FORSU, acelerando la
degradación de los compuestos xenobióticos y maximizando los productos finales de la
digestión anaerobia.
Actualmente, ambas tecnologías, biometanización y compostaje, son aplicadas, en su
mayoría, para el tratamiento de la FORSU bruta (no pre-seleccionada). La FORSU
seleccionada mecánicamente no está resultando favorable si para los procesos anaerobios
(causan problemas de arranque y bajos rendimientos de biogás), ni para los procesos
aerobios, ya que el compostaje a partir de la FORSU requiere pos-tratamientos para reducir
los compuestos tóxicos y posibles patógenos (Macé et al, 2005).
3.3 IMPACTO DE LODOS ESTABILIZADOS (BIOSÓLIDOS).
Un ejemplo benéfico de los diversos usos de los biosólidos es la incorporación al terreno para
abastecerlo de nutrientes y para renovar la materia orgánica del terreno. Estos se pueden
utilizar en terrenos agrícolas, bosques, campos de pastoreo, o en terrenos alterados que
necesitan recuperación.
El rehuso de lodos a través de la aplicación al terreno tiene varios propósitos. Éstos mejoran
las características del suelo, tales como la textura y la capacidad de absorción de agua, las
cuales brindan condiciones más favorables para el crecimiento de las raíces e incrementan la
tolerancia de la vegetación a la sequía. También provee nutrientes esenciales para el
crecimiento vegetal, incluyendo el nitrógeno y el fósforo, así como algunos micronutrientes
esenciales, tales como el níquel, el zinc y el cobre. Los biosólidos pueden servir también como
una alternativa o sustituto al menos parcial de los costosos fertilizantes químicos.
Una de las propiedades más significativas de los biosólidos que recae en la fertilidad de los
suelos es el sinergismo, el cual se manifiesta al aplicarse junto con los fertilizantes.
Sinergismo es la acción combinada de varias sustancias químicas las cuales producen un
52
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efecto total más grande que el efecto de cada sustancia por separado. Esta propiedad da por
resultado la reducción entre el 15 y el 50% de fertilizante aplicado y se obtiene la misma
producción que aplicando sólo fertilizante, (Crespo et al., 2007).
Existen diversos métodos para la aplicación de biosólidos al terreno. La selección del método
depende del tipo de terreno y de la consistencia de los biosólidos. Los biosólidos líquidos
contienen del 94 al 97% de agua y cantidades de sólidos relativamente bajas (del 3 al 6%).
Éstos se pueden inyectar al suelo, con vehículos especializados para esto; o pueden ser
aplicados a la superficie del terreno con equipos agrícolas convencionales.
Según la legislación, en los terrenos que reciben biosólidos, se debe esperar cierto tiempo
antes de sembrar o cosechar un cultivo. En el cuadro 9 se mencionan los tiempos de espera
entre la aplicación y la cosecha de acuerdo con la Norma de los EUA.
Cultivo
Algodón, trigo, sorgo y avena
forrajera
Alfalfa
Frutos con partes comestibles en
contacto con la mezcla suelo
biosólido
Fruto con partes comestibles
subterráneas
Cultivos comestibles, forrajes,
fibras
Pastos para forraje
Sitios con alto potencial de acceso
público (parques)
Sitios con bajo potencial de acceso
público (tierras de cultivo)
Restricción
Sin restricción ya que sus partes
útiles nunca tocan el suelo.
Además, aplicando los biosólidos
antes de la siembra, se rebasan los
30 días para realizar la cosecha.
Se pueden utilizar biosólidos antes
del establecimiento, ya que es
cuando este cultivo requiere de
nitrógeno
Cosechar después de 14 meses de
aplicados los biosólidos
Si la incorporación se realiza a los 4
meses o más después de la
aplicación de los biosólidos.
Cosechar después de 20 meses de
la aplicación.
Si la incorporación se realiza antes
De 4 meses después de la
aplicación de los biosólidos.
Cosechar después de 38 meses de
la aplicación.
Cosechar después de 30 días de
aplicados los biosólidos
Pastar ganado después de 30 días
de aplicados los biosólidos
Restringir el acceso por un año
después de aplicados los biosólidos
Restringir el acceso por 30 días
después de aplicados los biosólidos
53
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Cuadro 9: Restricciones al uso de biosólidos, de acuerdo a la Norma de los EUA (EPA,
2000). (Salazar et al., 2003).
3.3.1 Respuestas optimistas en México.
En México, la mayoría de las plantas de tratamiento existentes se construyeron con digestión
aerobia como proceso de estabilización de los lodos. Sin embargo, últimamente, se han
cambiado el proceso de digestión a anaerobio.
Algunas de estas plantas se han construido, o están en etapa de construcción con digestión
anaerobia y aprovechamiento del biogás para generación de energía eléctrica son:
 PTAR Atotonilco, Atotonilco de Tula, Hidalgo.
 PTAR Agua Prieta, Zona Conurbada de Guadalajara, Jalisco.
 PTAR El Ahogado, Zona Conurbada de Guadalajara, Jalisco.
 PTAR San Pedro Mártir I, Zona Conurbada de Querétaro, Querétaro. Todas estas plantas
cuentan con un tren de tratamiento de agua compuesto por tratamiento primario y secundario. En cuanto al tren de
lodos, éste consta de espesado, digestión anaerobia. La digestión anaerobia les permite producir biogás, con el cual,
generan energía eléctrica para satisfacer parte de la demanda de la PTAR y, energía calorífica para calentar el
digestor hasta su temperatura de operación. Estos beneficios se darán, gracias a los lodos que ahí mismo se generan,
los cuales, una vez estabilizados, podrán también ser aprovechados en la agricultura, incrementando aún más los
beneficios a la sociedad.
Figura 15: PTAR El Ahogado (Gobierno de Jalisco, 2012).
54
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IV. CODIGESTIONES.
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4.1 CODIGESTIÓN DE RESIDUOS ORGANICOS.
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Se denomina codigestión al procesamiento de dos o más substancias de distinto origen, cabe
mencionar que la principal ventaja de la codigestión es fructificar la complementariedad de la
composición de los residuos para de este modo llevar acabo procesos más eficientes.
Además, unifica su gestión al compartir instalaciones de tratamiento, de este modo, reduce
los costos de inversión y producción y maniobra.
La digestión anaerobia proveniente de diferentes tipos de residuos ha dado buenos resultados
a escala laboratorio y en algunos casos a escala industrial, tal y como se recoge en la
literatura internacional. Además ha dado buenos resultados la codigestión de lodos de
depuradora y la fracción orgánica de residuos municipales, (Di Palma et al., 1999; Hamzawi et
al., 1998) y la mezcla de residuos sólidos urbanos, principalmente a base de restos de
vegetales (figura 16), y aguas residuales urbanas (Edelmann et al., 1999), así como de lodos
de depuradora y residuos de frutas y vegetales (Dinsdale et al., 2000).De este modo, muchas
experiencias de codigestión han sido llevadas a cabo, para comprobar las expectativas de un
mayor potencial de biogás, mezclando diferentes tipos de residuos y realizando los ensayos
tanto a escala de laboratorio como industrial.
En Dinamarca funcionan alrededor de 20 plantas centralizadas de producción de biogás desde
los años ochenta, lo que ha posibilitado el tratamiento combinado de residuos ganaderos y
residuos orgánicos procedentes de la industria alimentaria, de plantas depuradoras de aguas
residuales urbanas, residuos de mataderos y la fracción orgánica de residuos sólidos urbanos
(Angelidaki y Ahring, 1997a).
Figura 16. Restos de Vegetales.
56
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4.2.1 Residuos ganaderos.
La codigestión de residuos ganaderos en sistemas de mezcla completa es una metodología
exitosa tanto en régimen termofílico como en el mesofílico (Brinkman, 1999). Se han
encontrado buenos resultados para mezclas de varios tipos de residuos de industrias cárnicas
y mataderos, ricos en grasas, consiguiendo altas producciones de metano, (Brinkman, 1999).
El porcentaje de producción de biogás a partir de excretas de cerdo son relativamente bajos,
debido al bajo contenido en materia orgánica de los mismos, y de baja biodegradabilidad,
comparados con otros tipos de residuos (Pozuelo, 2001). No obstante, los residuos ganaderos
y el excretatas de cerdo pueden ser una buena base para la codigestión, ya que, en general,
presentan un contenido en agua más alto que la mayoría de residuos industriales, una mayor
capacidad tampón y aportan una amplia variedad de nutrientes necesarios para el crecimiento
de los microorganismos anaerobios (Angelidaki y Ahring, 1997a)
La producción media de las plantas que utilizan mezclas de residuos ganaeros e industriales
fue en el mes de septiembre del año 1999 de 38.5 m3 de gas/m3 de biomasa, con un valor
máximo para la planta de Vegger de 90 m3 gas/m3 de biomasa introducida en el reactor,
mientras que la producción de las plantas que trabajan sólo con residuos ganaderos fue
siempre menor de 26,6 m3 de gas/m3 de biomasa, con un valor medio de 14,5 m3 de gas/m3
de biomasa (Agencia Danesa de Energia, 1999).
Según Ahring et al. (1992) la viabilidad de la codigestión de estiércol con residuos de la
elaboración de heno, tiene un alto contenido en nitrógeno de este producto; inicialmente se
produce la inmediata inhibición del proceso de digestión, aunque finalmente los
microorganismos son capaces de aclimatarse, disminuyendo la concentración de ácidos
grasos volátiles y produciendo una alta y constante producción de biogás. Diversos trabajos se
han desarrollo teniendo como base la codigestión de estiércol bovino con tierras residuales
procedentes del proceso de refinado de aceite, BBO (bentonite bound oil). En general, la
adición de este residuo a plantas a escala real produce una mayor estabilidad del proceso,
produciendo un aumento en la producción de gas, debido a la conversión en metano de la
mayoría del carbono añadido, aunque no se observa una mejora en la tasa de conversión del
estiércol en sí mismo. La adición de BBO produce una mayor producción de metano respecto
a los sólidos volátiles añadidos, debido al mayor potencial de producción de biogás de la grasa
contenida en la BBO que del estiércol, de 0,2 a 0,23 L de CH4/g SV (Ahring et al., 1992).
57
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Ahring et al., 1992, propuso una hipótesis planteada para explicar la mejora en la producción
de metano es la disminución significativa de problemas de inhibición por amonio, gracias a la
capacidad de adsorción superficial de este material. Sin embargo, la adición de bentonita pura
(sin grasa) no tuvo ningún efecto sobre la producción de gas, aunque sí contribuyó a una más
rápida recuperación después de la introducción de amonio a niveles inhibidores, así mismo la
adición de bentonita reduce la inhibición por lípidos.
Por su parte, la codigestión de residuos acuosos de la producción de aceite de oliva virgen, y
estiércol bovino hace posible el tratamiento mediante digestión anaerobia. La fermentación de
estos residuos solo presenta problemas, debido a la alta concentración de compuestos tóxicos
(polifenoles), o baja concentración de nutrientes esenciales y baja alcalinidad. La mezcla de
los residuos y las excretas de cerdo ha mostrado buenos resultados en otros estudios,
alcanzando niveles de degradación de DQO del orden del 65% (Schmidt et al., 1999).
La mezcla de excretas con lodos de depuradoras, tanto en el rango termofílico como
mesofílico, han proporcionado resultados factibles en la producción de biogás (Wong, 1990 y
Flotats et al., 1999). Se han obtenido también resultados positivos al mezclar estiércol de
bovino y residuos lignocelulósicos, hojas machacadas, paja de trigo, restos vegetales,
pretratados con hidróxido sódico (Dar y Tandon, 1987), así como la mezcla de purín con paja
(Masciandaro et al., 1994). Con residuos de tomate mejora la digestión del estiércol (Trujillo et
al., 1993), así como la mezcla de residuos bovinos y residuos de frutas y verduras (Callaghan
et al., 1999).
Muchos otros residuos se exponen como responsables de mejora de las producciones de
biogás de los residuos ganaderos, tales como residuos de lechería (Gavala et al., 1996; Desai
y Madamwar, 1994), y residuos de pescados y lodos de la industria cervecera (Callaghan et
al., 1999).
En general, la mezcla de residuos ganaderos de diferentes tipos de ganado puede mejorar la
producción de metano debido, principalmente, al mayor aporte de sólidos orgánicos
(Callaghan et al., 1999), o a la dilución de algún efecto inhibitorio, como la concentración de
amonio (Hansen et al., 1998). A pesar de los buenos resultados recogidos en la bibliografía, al
mezclar diferentes tipos de residuos se corre el riesgo de introducción de sustancias tóxicas o
inhibidoras para el proceso anaerobio, siendo preciso determinar la viabilidad de la mezcla, así
como la proporción adecuada de cada substrato, y la optimización de otros parámetros del
58
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proceso, como la temperatura, velocidad de carga, etc. Por otro lado, la introducción de
substratos altamente degradables, característica apreciada para mejorar la producción de gas,
puede provocar problemas de sobrecargas orgánicas en el reactor, y liberar compuestos
inhibidores del crecimiento de los microorganismos. Por ejemplo, el alto contenido en lípidos
de algunos residuos industriales proporciona altos potenciales teóricos de producción de
biogás, pero, en función de la concentración y composición de ácidos grasos, pueden resultar
altamente tóxicos para el crecimiento microbiano (Galbraith et al., 1971; Hanaki et al., 1981;
Koster y Cramer, 1987; Hwu et al., 1997). Es, por tanto, necesario realizar estudios de
viabilidad de las mezclas, determinando la presencia de tóxicos o inhibidores que puedan
invalidar en nuevo residuo como substrato.
4.1.2 Residuos industriales.
Los residuos urbanos e industriales suelen contener altas concentraciones de materia
orgánica fácilmente degradable, por lo que presentan un mayor potencial de producción de
biogás que los residuos ganaderos, de 30 a 500 m3/ton ; (Bardiya et al., 1996; Angelidaki y
Ahring, 1997a). Sin embargo, estos residuos pueden presentar problemas para su digestión,
como deficiencia en nutrientes necesarios para el desarrollo de los microorganismos
anaerobios, baja alcalinidad, o excesivo contenido en sólidos que provoque problemas
mecánicos (Banks y Humphreys, 1998).
4.2 CODIGESTIÓN DE RESIDUOS SÓLIDOS.
La codigestión de RSU y bacterias es una alternativa atractiva de manejo de dos residuos
producidos en grandes cantidades. Así, además de ofrecer una alternativa para la disposición
de lodos generados en las plantas de tratamiento de aguas residuales urbanas, se aporta
humedad, actividad microbiana (Khalid et al. 2011), materia orgánica fácilmente degradable y
nitrógeno. Al mismo tiempo se contrarresta el efecto de inhibidores (Stroot et al. 2001,
Sosnowski et al. 2003).
En cambio, la mayoría de los experimentos de codigestión de desechos sólidos se han
realizado en reactores anaerobios de producción de metano (Gómez et al. 2005, Zupančič et
al. 2008).Posteriormente, estudios complementarios aplicando los ensayos en lotes de tipo
potencial bioquímico del metano (PBM) (Lin et al. 2011), permiten caracterizar las cinéticas y
eficiencia de los sistemas con un desecho en particular. De esta manera, varios estudios de
59
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digestión anaerobia en dos etapas (Banks y Wang 1999, Houbron et al. 2003, Gómez et al.
2007), han demostrado el interés en esta tecnología para incrementar en cada reactor la
cinética de hidrólisis y metanogénesis, respectivamente. Estas estrategias permiten elevar la
eficiencia total del sistema y reducir el volumen de la instalación. Por su parte, la deficiencia de
nutrientes presentada en el proceso de digestión puede ser compensada a través de la incorporación de lodos bacterianos en exceso de plantas de tratamientos de aguas residuales
municipales (PTAR) (Corti y Lombardi 2007).
60
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CONCLUSIONES.
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En la actualidad el tratamiento anaerobio está muy difundido dada sus ventajas técnicoeconómicas, no obstante hay que controlar diferentes factores que influyen en el proceso y
que son imprescindibles para su buen funcionamiento como son: composición del residual,
temperatura, pH, entre otros. Este tipo de sistema asimila altas y bajas cargas orgánicas. La
materia prima preferentemente utilizada para ser sometida al proceso de degradación, es
cualquier biomasa residual que posea un alto contenido en humedad, no obstante de que
también pueden ser digeridos substratos sólidos con concentraciones elevadas de sólidos
totales como son los residuales de la industria alimenticia y agrícola entre otros. Dependiendo
de las sustancias que conformen el residual (orgánicas e inorgánicas) así será su
biodegradación. Ocurre que en algunos casos, el residual obtenido de este tratamiento no se
degrada totalmente hasta los niveles permisibles para ser vertido en un curso receptor; siendo
entonces necesario un postratamiento.
El tratamiento anaerobio de las aguas residuales de producciones alimenticias, de las bebidas
y de las industrias farmacéuticas tiene muchas ventajas comparadas a otros métodos de
tratamiento:

El consumo de energía es muy bajo con el tratamiento anaerobio. Por ejemplo, no tiene que
ser provisto oxígeno y no es necesario un mezclado intenso.

La mayoría del material orgánico en el agua residual se convierte en biogás, que puede ser
combustionado con el fin de obtener energía o vapor. La energía se puede utilizar en la planta
de producción de biogás o se puede proveer a la red de la energía.

La producción de lodo en el tratamiento anaerobio es muy baja (ya estabilizados y
espesados), porque la mayoría del material orgánico se convierte en biogás, no en lodo.
Además, el lodo anaerobio se estabiliza y se puede desecar fácilmente por gravedad y se
puede utilizar para la alimentar con abono de nuevos reactores anaerobios. Los gastos de
transportación del lodo son por consiguiente mínimos.

Son sistemas que asimilan cargas orgánicas altas y bajas.

La remoción de materia orgánica se encuentra entre el 60 y 80 % según el tipo de agua
residual.

El lodo anaerobio puede ser almacenado y conservado fácilmente, lo que simplifica los
arranques sucesivos después de largos paros o los períodos con cargas orgánicas reducidas.
61

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[Escriba aquí]
Existe la posibilidad de trabajar a tiempos de retención hidráulicos muy bajos, o lo que es
igual, se necesitan menores volúmenes de instalación, abaratando las inversiones.

Los costos de inversión son bajos, porque se aplican altas cargas orgánicas al reactor y los
tiempos de la retención son cortos. Además, el diseño y la construcción de un reactor
anaerobio es simple, lo que reduce aún más los costos. El tratamiento anaerobio es lo más
comúnmente aplicado como pre-tratamiento para las aguas residuales concentradas. Los
efluentes en el tratamiento anaerobio todavía contienen un poco de material orgánico, a pesar
de la altas eficacias de tratamiento por lo que el post-tratamiento es necesario en muchos
casos.
También cuentan con desventajas como:

El proceso anaerobio no permite conseguir la calidad de efluente que se puede alcanzar en
una planta de lodos activos y otros sistemas aerobios, pero sí permite eliminar gran parte de
los SS y de la DQO y/o DBO, incluso en una sola etapa, que sustituiría al decantador primario,
al digestor de lodos activos (aerobio) y al digestor anaerobio de estabilización de lodos.

Requerimiento de un lodo granular para arranques rápidos. Arranque lento (seis meses) en
caso de no contar con lodos inoculados.

En ocasiones, hay presencia de malos olores, para lo cual se requiere de un sistema simple
de control.
62
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