Producción de abono orgánico y biogás mediante biodigestación ...

UNIVERSIDAD DE LA SERENA
Facultad de Ciencias
Escuela de Agronomía
PRODUCCIÓN DE ABONO ORGÁNICO Y BIOGÁS
MEDIANTE BIODIGESTIÓN ANAERÓBICA DE LODOS
ACTIVOS.
Seminario de Título para Optar al Título de Ingeniero
Agrónomo y al Grado Académico de Licenciado en Agronomía.
PROFESORES GUIAS: SRA. CAROL KRAUSZ BARRIENTOS.
SR. LORGIO AGUILERA JOPIA.
MERLIN RIVERA TORO
2010

ÍNDICE DE MATERIAS.
MATERIA PÁGINA
RESUMEN I
ABSTRACT II
1. INTRODUCCIÓN 1
1.1 SITUACIÓN ENERGETICA DE CHILE 1
1.2 PROBLEMAS AMBIENTALES Y ENERGÉTICOS EN LA
AGRICULTURA
1.3 ENERGÍA RENOVABLE 6
1.3.1 Energía de la biomasa 6
1.3.1.1 Fuentes de la biomasa 8
1.3.1.1.1 Biomasa natural 8
1.3.1.1.2 Biomasa residual 9
1.3.1.1.3 Excedentes agrícolas 11
1.3.1.1.4 Cultivos energéticos 11
1.2.1.2 Ventajas de la utilización de la biomasa 12
1.2.1.3 Desventaja de la biomasa 13
1.4 SITUACIÓN CHILENA DE LAS PLANTAS DE AGUAS SERVIDAS
Y LOS LODOS ACTIVOS
1.5 DIGESTIÓN ANAERÓBICA 20
1.5.1 Etapas de la digestión anaeróbica 20
1.5.2 Microbiología de la digestión anaerobia 22
1.5.2.1 Grupo I:Bacterias Hidrolíticas – Fermentativas 22
1.5.2.2 Grupo II: Bacterias Acetogénicas 22
1.5.2.3 Grupo III: Bacterias Metanogénicas. 23
1.6 BIODIGESTORES 24
1.6.1 Clasificación de los biodigestores 25
1.6.2 Modelo de biodigestores 25
3
14

1.6.2.1 Modelo Chino 26
1.6.2.2 Modelo Hindú 27
1.6.2.3 Modelos horizontales 28
1.6.2.4 Modelo Batch por lotes 29
1.6.3 Ventajas del uso de biodigestores como técnica de reciclaje 31
1.6.4 Desventajas de los biodigestores 32
1.7 PRODUCCIÓN DE BIOGÁS, UNA ALTERNATIVA AMIGABLE AL
MEDIO AMBIENTE
1.7.1 Composición del biogás
1.8 BIOABONO PRODUCTO DE LA BIODIGESTIÓN ANAERÓBICA 34
1.9 HIPOTESIS
2. OBJETIVOS
2.1 OBJETIVO GENERAL 38
2.2 OBJETIVOS ESPECÍFICOS 38
3. MATERIALES Y MÉTODOS 39
3.1 LOCALIZACIÓN Y CONTEXTUALIZACIÓN DEL ENSAYO 39
3.2 MONTAJE E IMPLEMTACIÓN DE LOS BIODIGESTORES 39
3.3 LLENADO DE LOS BIODIGESTORES 41
3.4 DISEÑO EXPERIMENTAL 42
3.5 MEDICIÓN DE VARIABLES DEL ESTUDIO 43
3.5.1 Efluente liquido 43
3.5.1.1 Temperatura 43
3.5.1.2 Determinación de Coliformes fecales 44
3.5.1.3 Determinación de las características fisicoquímicas y
componentes orgánicos de los efluentes
3.5.1.4 Medición de las capacidades mejoradoras de suelos 47
3.5.2 Biogás 49
3.5.2.1 Volumen de gas producido 49
32
33
37
38
46

3.5.2.2 Eficiencia del biogás, medición de la capacidad calorífica 50
3.6 ANÁLIS ESTADÍSTICOS 51
4. RESULTADOS Y DISCUSIONES 52
4.1 ANALISIS DE LOS EFLUENTES DE LA BIODIGESTIÓN 52
4.1.1 Condición inicial de los lodos activos utilizados en al
biodigestión.
4.1.2 Evaluación de las temperaturas en la biodigestión 53
4.1.3 Análisis biológicos, evaluación de los Coliformes fecales 56
4.1.4 Análisis físicos, químicos y componente orgánico de los
efluentes
4.1.4.1 Composición orgánica de los efluentes 58
4.1.4.2 Componentes químicos del efluente 60
4.1.4.3 Concentración de metales pesados 67
4.1.5 Propiedades mejoradoras de suelos de los efluentes 71
4.2 ESTIMACIÓN DE LA PRODUCIÓN DE BIOGÁS 72
4.2.1 Volumen de gas producido 72
4.2.1 Estimación del poder calorífico del biogás 75
5. CONCLUSIONES 77
6. BIBLIOGRAFIA 78
ANEXOS
52
58

ÍNDICE DE CUADROS.
CUADRO PÁGINA
1. Generación de lodos provenientes de plantas de tratamientos de
aguas domesticas
2. Características fisicoquímicas y biológicas de los lodos activos
sin tratamiento
3. Concentración de metales pesados en lodos activos 18
4. Concentración máxima de metales pesados en compost
producidos en base de lodos
5. Composición del biogás 34
6. Parámetros fisicoquímicos y orgánicos encontrados en la
biomasa utilizada en la biodigestión
7. Concentración de metales pesados del efluente en el periodo de
biodigestión
8. Concentración de metales pesados aceptados por la NCh 2880
para cualquier tipo de compost
9. Contenidos máximos de metales pesados en los suelos antes de
una aplicación de lodos
10. Cálculo de la producción de biogás por biodigestor 73
15
17
19
53
68
69
70

ÍNDICE DE FIGURAS.
FIGURA PÁGINA
1. Ciclo de la generación de biomasa 8
2. Tratamiento para la reutilización de la biomasa 12
3. Representación esquemática simplificada del proceso de
digestión anaeróbica de la materia orgánica.
4. Modelo de biodigestor Chino 27
5. Modelo de biodigestor Hindú 28
6. Modelo de biodigestor horizontal de estructura flexible 29
7. Modelo biodigestor de Batch 30
8. Análisis de ecosistema para un biodigestor de polietileno basado
en 7885 Kg de estiércol fresco
9. Biodigestor tipo Batch de régimen estacionario (Elaboración
propia)
10. Biodigestor tipo Batch, utilizados en el sistema experimental 41
11. Determinación de Coliformes fecales en medio A-1 45
12. Efluentes obtenidos del proceso de biodigestión 47
13. Determinación de la capacidad de retención de humedad del
suelo
14. Suelos tratados en periodos de secado a temperatura ambiente. 49
15. Temperatura atmosférica alcanzada en el periodo de
biodigestión
16. Temperaturas alcanzadas en el efluente por el proceso de
biodigestión
17. Evolución de Coliformes fecales según el numero más probable
(NMP) en los efluentes.
18. Comportamiento de la materia orgánica en los efluentes de la
biodigestión
19. Relación carbono/nitrógeno de los efluentes 60
21
36
39
48
55
55
57
58

20. Evolución del nitrógeno en el periodo de biodigestión 62
21. Evolución del potasio en el proceso de biodigestión 63
22. Evolución del fosforo en el proceso de biodigestión 63
23. Conductividad eléctrica expresada en, para el periodo de
biodigestión
24. El pH y su comportamiento en los efluentes 66
25. Densidad del liquido en los biodigestores 67
26. Evaluación de la retención de humedad para dos tipos de
suelos con aplicación de lodos biodegradados.
27.Diferencias volumétricas en la producción de biogás 73
28. Medición comparativa de la eficiencia del biogás 75
65
72

RESUMEN.
La biodigestión anaeróbica es una alternativa importante para la
depuración de biomasa y su posterior reutilización. En este trabajo se evalúo el
funcionamiento de este proceso en el saneamiento de lodos activos para su
aplicación como fertilizante orgánico, además de la obtención de una fuente
energética producida por la generación de biogás. En el mismo, se planteó
reducir la carga microbiana de los lodos a parámetros aceptables por la
normativa vigente, además de evaluar la capacidad presentada por los
efluentes como fertilizante por su contenido de macroelementos (NPK), y
determinar el efecto que producen en las características de suelo al ser
tratados con ellos. Por otra parte se evalúo el contenido de biogás producido en
relación al volumen de materia orgánica utilizada y su capacidad calorífica
comparado con el gas comercial. Para alcanzar los objetivos, se elaboraron
tres biodigestores anaeróbicos, con capacidad de 180 litros para el tratamiento
de la biomasa, la cual permaneció con un tiempo de retención de 90 días
dentro del contenedor, en este periodo se realizaron mediciones a los efluentes
líquidos y gaseosos. Posterior al proceso de biodigestión se evalúo la
capacidad de retención de humedad en suelos tratados con el efluente líquido,
para una textura arcillosa y arenosa. Se disminuyó la concentración de
coliformes fecales, sin embargo la concentración mineral fue baja
manteniéndose las concentraciones que estaban presentes en la biomasa
original. El pH se mantuvo cercano al neutro haciendo posible la reutilización
de los efluentes, sin embargo la conductividad eléctrica osciló entre los 2 Ds/m
por lo que se debe tener en consideración en la aplicación. El biogás generado
fue de 0,188 m 3 pero no se obtuvo resultados confiables sobre su capacidad
calorífica. Si bien la biodigestión resultó ser un proceso adecuado para la
depuración y reutilización de residuos, se debe tomar en cuenta que los
productos derivados finales del proceso van a depender de las condiciones en
que se realizó éste, pero más importante aún es la biomasa utilizada en la
biodigestión ya que esta es la responsable de las características finales de los

efluentes, además de la capacidad generadora de gas que presenta
intrínsecamente.
Palabras Claves: biodigestión anaeróbica, carga microbiana, biodigestores,
biogás, biomasa.

ABSTRACT.
The anaerobic bio-digestion is an important alternative for the purification of
biomass and his later reutilization. In this work I evaluate the functioning of this
process in the treatment of active muds for his application as organic fertilizer,
besides the obtaining of an energetic source produced by the generation of biogas.
In the same one, it considered to reduce the microbial abundance of the muds to
acceptable parameters for the current regulation, beside evaluating the capacity
presented by the effluent ones as fertilizer by his content of macroelements (NPK),
and to determine his effect that they produce in the characteristics of soil on having
been treated by them. On the other hand, I evaluate the content of biogas
produced in relation to the volume of organic used matter and his calorific capacity
compared with the natural gas. To reach the aims, were elaborated three
anaerobic digestor, with capacity of 180 liters for the treatment of the biomass,
which remained with a time of retention of 90 days inside the container, in this
period measurements were realized to the effluents and gaseous. Later to the
process of bio-digestion I evaluate the capacity of humidity retention in soils
treated with the effluent, for a clayey and sandy texture. The concentration of fecal
coliform, nevertheless the mineral concentration was low being kept the
concentrations that were present in the original biomass. The pH was kept nearby
to the neutral one making possible the reutilization of the effluent ones,
nevertheless the electrical conductivity ranged between 2 Ds/m for what it is
necessary to have in consideration prior to application. The generated biogas was
of 0,188 m3 but reliable results were not obtained on his calorific capacity. The bio-
digestion is a process adapted for the purification and reutilization of residues, but
necessary to bear in mind that the derivative final products of the process are
going to depend on the conditions in which this one carried out, but more
importantly still it is the biomass used in the bio-digestion since this is a
characteristics of the effluent ones, besides the generating capacity of gas that it
presents intrinsically.

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

1. INTRODUCCIÓN.
1.1 SITUACIÓN ENERGÉTICA EN CHILE.
HANS-JOSEF (2002) establece que en los países industrializados, el
abastecimiento de energía constituye un gran desafío. La energía es
imprescindible para el funcionamiento de la economía y el bien común. Por ello, la
política energética se debe basar en tres pilares fundamentales; seguridad de
abastecimiento, compatibilidad con el medio ambiente y rentabilidad.
La situación energética de Chile, según LARRAÍN (2004), es consecuencia
de una opción de política sectorial casi exclusivamente centrada en criterios de
mercado, con un gran protagonismo del sector privado (principalmente
transnacional) y un débil rol del Estado. Esta fórmula evidencia una serie de
falencias en términos de política energética y de sustentabilidad, entre las que se
destacan, la excesiva dependencia de combustibles externos, vulnerabilidad
energética, límites ambientales y contaminación local, inequidad en el
abastecimiento y en el pago por servicios energéticos; por último el rol secundario
del Estado para abordad dichas temáticas.
Por otro lado, CASTILLO y MALDONADO (2004) agregan que Chile se
abastece principalmente de combustibles fósiles importados y megaproyectos
energéticos (centrales hidroeléctricas de gran escala), lo que se traduce en graves
problemas de vulnerabilidad y dependencia. Casi el 70% del consumo energético
primario y secundario en el país se satisface con combustibles fósiles, (de los
cuales más de la mitad corresponden a petróleo y gas natural importados), sin
adoptar medidas para revertir o evitar el impacto negativo que genera en el
ambiente el uso de estos combustibles.
1

Los mismos autores reafirman la extraordinaria dependencia que Chile
presenta desde el punto de vista energético, ya que sus recursos no renovables
están prácticamente agotados y/o los costos de explotación son muy elevados,
respecto de los precios que éstos tienen en el mercado internacional. A su vez, los
recursos renovables hidroeléctricos y biomasa, han sido sometidos a una
explotación intensiva y en la mayoría de los casos, no sustentable. El país dispone
de condiciones naturales favorables para la explotación de Energías renovables
no convencionales (ERN 1 ), las que representaban en 1993 de acuerdo a un
estudio realizado por la Comisión Nacional de Energía (CNE) un 0,2% de la matriz
energética, cifra que no ha cambiado sustancialmente, puesto que los proyectos
de energías renovables implementados en los últimos años (orientados
principalmente a la electrificación de zonas aisladas) han sido de pequeña
envergadura.
GANZUA (2007), por su parte argumenta que la seguridad en el
abastecimiento energético en un país netamente importador de energía como es
Chile, donde aproximadamente las tres cuartas partes de la energía consumida
provienen del exterior, convierte la búsqueda de alternativas para la diversificación
de la matriz energética en una cuestión de vital importancia para asegurar un
desarrollo sostenible. Las Energías Renovables se perfilan como una alternativa
limpia, segura y eficiente.
ENCINA (2004), agrega que Chile es un país privilegiado en cuanto a la
disponibilidad de fuentes renovables de energía, por sus características
geográficas y climáticas, lo cual no está representado en la matriz energética
nacional. Esto ha abierto la discusión sobre el tema en diferentes sectores de la
1 Las ERNC son energías originadas en fuentes no contaminantes, que permiten un abastecimiento
energético sustentable –con mínimos impactos ambientales y sociales- si se las utiliza con tecnologías
apropiadas. Tal es el caso de la energía eólica, solar, geotérmica, biomasa, pequeñas hidráulicas y
mareomotrices.
2

sociedad. Paulatinamente, se ha reconocido la importancia de comenzar a definir
el rol que deben cumplir las energías renovables no contaminantes en el país,
dentro de la matriz energética.
LARRAÍN y ENCINA (2004) también destacan el gran potencial que tienen
las energías renovables en Chile y en América Latina (por su amplia
disponibilidad); estos recursos constituyen fuentes de energía limpias y no
contaminantes; permiten una mayor independencia energética, reduciendo la
vulnerabilidad; favorecen la diversificación de actores en el sector energético; y en
definitiva, aportan mayor estabilidad política. Dentro de estas fuentes de energía,
“la biomasa” es un recurso renovable cuya utilización presenta características
singulares y beneficios notables. Se trata de una fuente prácticamente inagotable,
producida cíclica y continuamente por los reinos vegetal, animal y los sistemas
urbano e industrial, y existe por lo menos en alguna de sus formas en todos los
espacios geográficos.
1.2 PROBLEMAS AMBIENTALES Y ENERGÉTICOS EN LA AGRICULTURA.
Las explotaciones agrícolas son sindicadas por BETETA y GONZÁLEZ
(2005) como una fuente importante del deterioro ambiental irreversible, ya que la
utilización de energías no renovables como combustible fósil, gas natural, así
como también el uso irracional de plaguicidas, fertilizantes químicos y la
deforestación de los bosques, constituyen en gran parte la causa de este
problema.
PIMENTEL y PIMENTEL (2005), también discuten la importancia de los
sistemas agrícolas industriales, basados en un alto nivel de aporte de insumos
fósiles. Su sostenibilidad puede ser cuestionada dado que los ecosistemas
agrícolas a nivel mundial están siendo degradados severamente por la erosión del
3

suelo, la salinización y la contaminación del agua, además los recursos de energía
fósil que son esenciales para la fabricación de fertilizantes, plaguicidas, así como
para el funcionamiento de la maquinaria agrícola y para impulsar sistemas de
riego, no son renovables.
Mientras la modernización agrícola avanza, según ALTIERI y NICHOLLS
(2002), la relación entre la agricultura y la ecología se debilita en la medida en que
los principios ecológicos son ignorados y/o sobrepasados. De hecho, muchos
científicos agrícolas han llegado al consenso de que la agricultura moderna
confronta una crisis ambiental. Existe evidencia que muestra, que aunque el
sistema agrícola imperante con una aplicación intensiva de capital y tecnología, ha
sido extremadamente productivo y competitivo, trae consigo también una serie de
problemas económicos, sociales y ambientales.
GONZÁLEZ et al. 2002, expresan que no es fortuito que, en este manejo
productivo, los agricultores hayan privilegiado las actividades intensivas que
mantienen el suelo completamente limpio, en vez de construir obras para la
conservación de suelos; aplicar fertilizantes químicos, en vez de promover la
fertilidad natural; mantener un suelo completamente sano o libre de plagas y
enfermedades, en vez de lograr un equilibrio del sistema agrícola. En otras
palabras se eleva la producción a cualquier costo, en vez de buscar el equilibrio
agroecológico en el predio, utilizando fertilizantes químicos poniendo el énfasis en
el logro del máximo potencial del rendimiento del cultivo, deja de lado la
regeneración del suelo.
Por otro lado si además en las empresas agropecuarias y agroindustriales
actualmente no se tratan las excretas y los demás desechos orgánicos, estos se
descomponen naturalmente, contaminan las fuentes de agua y producen gases
como el óxido nitroso, metano, amoníaco, monóxido y/o dióxido de carbono, los
cuales se liberan a la atmósfera, contribuyendo al calentamiento global de la
4

tierra, debido al efecto invernadero que causan estos compuestos. El gas metano
(CH4) y el óxido nitroso (NO) tienen respectivamente 20 y 300 veces mayor efecto
invernadero, comparados con el dióxido de carbono (CO2), por otra parte el
amoníaco (NH4) y el Ácido sulfhídrico (H2S) contribuyen con la lluvia ácida
(BOTERO, 2006).
Durante mucho tiempo los hombres han dependido de los sistemas de
agricultura sostenible para su supervivencia. En la actualidad, se presentan
grandes problemas debido al rápido ritmo de crecimiento de la población humana
y a la disminución de las tierras fértiles y de los recursos de energía fósil. Para
satisfacer las necesidades básicas de alimentación de la población mundial en
expansión, deberá desarrollarse un sistema agrícola productivo y sostenible.
Partiendo del análisis de diversos sistemas agrícolas, se debe estudiar el uso
eficiente de todos los recursos energéticos y aprender a conservar la tierra, el
agua y los recursos biológicos que son esenciales para lograr una agricultura
sostenible en el futuro (PIMENTEL y PIMENTEL, 2005).
Para SANS (2007), es una necesidad urgente el desarrollo de métodos de
gestión agrícola que permitan armonizar la producción agraria, la conservación de
los recursos naturales y el desarrollo rural. En este sentido, la agroecología,
disciplina que tiene por objetivo el conocimiento de los elementos y procesos
clave que regulan el funcionamiento de los agroecosistemas y establece las
bases científicas para una gestión eficaz, en armonía con el ambiente, propone el
diseño de modelos de gestión agraria basados en un enfoque más ligado al
medioambiente y socialmente más sensible, centrados no únicamente en la
producción, sino también en la estabilidad ecológica de los sistemas de
producción.
GLIESSMAN et. al (2007) enfatizan que se debe tener en consideración el
proceso de transición de prácticas convencionales de manejo de los
5

agroecosistemas a prácticas de manejo ambientalmente más sanas, con el
objetivo de alcanzar sostenibilidad a largo plazo sin sacrificar ingresos
económicos. Esta transición ya está ocurriendo. Muchos agricultores, a pesar de
la fuerte presión económica que hay para mantener sistemas convencionales de
producción agrícola, están en el proceso de convertir sus unidades de producción
a manejos y diseños más sostenibles. Por lo tanto se deben apoyar las prácticas
que estén enfocadas a la búsqueda de este proceso, como el Manejo Integrado
de Plagas (MIP), las Buenas Prácticas Agrícolas, el reciclaje y reutilización de la
biomasa, entre otros.
1.3 ENERGÍA RENOVABLE.
CABELLO (2006), define la energía renovable, a aquella que en un período
determinado, vuelve a estar disponible en cantidades similares a las que se han
utilizado; el lapso de tiempo de recuperación es breve, esto depende de la
cantidad de energía que se consuma por unidad de tiempo. Es un recurso
autóctono, que se genera muy cerca de la zona en que será consumido, esto
permite el autoabastecimiento y evita los riesgos de traslado e incertidumbres. Por
otra parte, se favorece el desarrollo regional, basado en sus propios recursos
locales, generando más puestos de trabajo por unidad de producción energética,
una mayor riqueza y un aumento del bienestar social en el área.
1.3.1 Energía de la biomasa.
Entre las energías renovables se destaca el uso de productos obtenidos a
partir de materia orgánica para producir energía. Estos productos componen lo
que se denomina comúnmente “biomasa”, una definición que abarca un gran
grupo de materiales de diversos orígenes y con características muy diferentes. Los
6

esiduos de aprovechamientos forestales y cultivos agrícolas, residuos de podas
de jardines, residuos de industrias agroforestales, cultivos con fines energéticos,
combustibles líquidos derivados de productos agrícolas, residuos de origen animal
o humano, entre otros, todos pueden considerarse dentro de la citada definición.
Por otra parte en una acepción estrictamente ecológica, CABELLO (2006), la
define como un conjunto de sustancias orgánicas procedentes de seres vivos
depositados en un determinado lugar y también como el conjunto de materia
orgánica renovable de origen vegetal, animal o procedente de la transformación
natural o artificial de la misma.
La energía que contiene la biomasa es energía solar almacenada a través
de la fotosíntesis (Figura 1.), proceso por el cual las plantas, utilizan la energía
solar para convertir los compuestos inorgánicos que asimilan (como el CO2) en
compuestos orgánicos (IDEA, 2007a).
Chile cuenta con un importante potencial de energía de biomasa, existiendo
amplias posibilidades de aprovechamiento para la generación de biogás, aun que
actualmente sólo se extrae este combustible de algunos vertederos en la Región
Metropolitana, explotando volúmenes muy pequeños y poco significativos.
7

Figura 1: Ciclo de la gen generación de biomasa (IDEA 2007a).
1.3.1.1 Fuentes de biomasa.
Las fuentes de biomasa que se pueden considerar de forma global según el
trabajo de ALONSO (2004) son las siguientes:
1.3.1.1.1 Biomasa natural.
Se considera a la biomasa natural como la procedente de forma
espontánea de la naturaleza (masas forestales generalmente), y actualmente es la
principal base energética de los países subdesarrollados que se encuentran en
8

vías de desarrollo, por lo que se deberían establecer programas adecuados de
gestión de ese aprovechamiento, ya que se podría originar una degradación de los
ecosistemas con consecuencias tan negativas como la deforestación y la erosión
de grandes superficies de terreno.
1.3.1.1.2. Biomasa residual.
Respecto a la biomasa residual, se puede decir que en ella se incluyen
todas aquellas materias primas que se generan en las actividades de producción,
transformación y consumo, que no han alcanzado valor económico en el contexto
donde se generan.
Desde un punto de vista medioambiental, en algunas ocasiones provocan
graves problemas de contaminación derivado de su mala gestión, por lo que, si se
actúa convenientemente pueden ser aprovechados energéticamente con las
consiguientes revalorizaciones económicas. En este grupo se incluyen materiales
como los residuos agrícolas herbáceos (de cultivos como los cereales, girasol
(Helianthus annuus), canola (Brassica napus) o algodón (Gossypium hirstium)),
residuos agrícolas leñosos (de las podas de frutales de pepita, de hueso, cítricos,
olivo, vid o frutales de frutos secos), residuos de industrias agroalimentarias (en
industrias tan importantes como la del arroz, la del aceite de oliva, la de los frutos
secos o la del vino), residuos forestales (procedentes de los tratamientos silvícolas
para evitar incendios forestales y de las cortas de pies maderables en montes y en
matorrales), residuos de industrias forestales (generada en industrias de primera y
segunda transformación de la madera), residuos ganaderos (generados
mayoritariamente en las explotaciones intensivas de ganado porcino y vacuno),
aguas residuales (producidas como consecuencia de la actividad humana e
industrial) y residuos sólidos urbanos (RSU), producidos en las concentraciones
urbanas e industriales como consecuencia de las actividades diarias.
9

Para MIRNADA (1999) dentro de la biomasa residual, las aguas residuales
o agua servida presentan un gran importancia, definiéndolas como una
combinación de los líquidos y residuos arrastrados por el agua proveniente de
casas, edificios comerciales, fábricas e instituciones junto a cualquier agua
subterránea, superficial o pluvial que pueda estar presente; además expone que
existen cuatro fuentes de aguas residuales las cuales son: 1. Aguas domesticas o
urbanas; 2. Aguas residuales industriales; 3. Aguas de usos agrícolas y 4. Aguas
pluviales.
Las aguas domesticas o urbanas presentan mayor importancia relativa en
relación a las demás fuentes desde el punto de vista de la biomasa, ya que al ser
tratadas producen una gran cantidad de residuos, siendo el principal método
utilizado en el proceso la depuración las plantas de tratamientos mediante lodos
activados. Este método fue desarrollado en Inglaterra en 1914 por Andern y
Lockett y fue llamado así por la producción de una masa activada de
microorganismos capaz de estabilizar un residuo por vía aeróbica. En el proceso
de lodos activados, un residuo se estabiliza biológicamente en un reactor bajo
condiciones aeróbicas, en el cual los microorganismos son completamente
mezclados con la materia orgánica en el agua residual de manera que ésta les
sirve de sustrato alimenticio. El ambiente aeróbico se logra mediante el uso de
aireación por medio de difusores o sistemas mecánicos. Al contenido del reactor
se le llama líquido mezcla. Una vez que el agua residual ha sido tratada en el
reactor, la masa biológica resultante se separa del liquido en un tanque de
sedimentación y parte de los sólidos sedimentados son retornados al reactor,
siendo eliminada o purgada la masa sobrante, representando esta una fuente de
biomasa importante.
10

1.3.1.1.3 Excedentes agrícolas.
Los excedentes agrícolas son todas aquellas materias primas que se
encuentran en una situación cuya producción es mayor que su utilización. Su
empleo como materia prima energética debe ser en momentos puntuales para
remediar el problema de los excedentes, intentando que eso no se prolongue en el
tiempo porque si no la situación sería insostenible.
1.3.1.1.4 Cultivos energéticos.
Como cultivos energéticos se entienden todas aquellas especies vegetales
tradicionales con gran superficie de cultivo que se pueden desarrollar tanto para
uso alimentario como energético (caso de los cereales, girasol (Helianthus
annuus), canola (Brassica napus), entre otros), especies que se están ensayando
y mejorando las cuales tienen como principal destino el energético (caso de la
canola) e incluso especies alimentarias con superficie de cultivo reducido pero que
presentan un potencial energético muy alto como es el cardo.
Las posibilidades de tratamientos para estos tipos de residuos (biomasa),
están estudiadas en el trabajo de CABELLO (2006), y en este también se
menciona el destino final de la reutilización (Figura 2).
11

TIPO DE RESIDUO TRATAMIENTO APROVECHAMIENTO
Residuos forestales
Residuos agrícolas
Residuos de ind. agrícolas
Residuos de ind. forestales
Residuos sólidos urbanos
Efluentes ganaderos
Residuos ind. agroalimentaria
Aguas residuales urbanas
Residuos sólidos urbanos
Excedentes agrícolas
Residuos ind. agroalimentarias
Cultivos energéticos
Sin tratamiento
Trituración
Densificación
Pirolisis
Gasificación
Digestión anaeróbica
Fermentación alcohólica
Extracción
Figura 2: Tratamientos para la reutilización de la biomasa (CABELLO, 2006)
1.3.1.2 Ventajas en la utilización de la biomasa (DECAP, 2006)
COMBUSTIÓN
Dentro de las principales ventajas que presenta la biomasa como fuente
energética, esta su carácter renovable; además de disminuir las emisiones de
CO2, ya que es la única fuente de energía que aporta un balance de C favorable,
de manera que la materia orgánica es capaz de retener durante su crecimiento
más CO2 del que se libera en su combustión. No emite contaminantes sulfurados
o nitrogenados causantes de la lluvia ácida; es posible aprovechar los excedentes
en el mercado de alimentos de los cultivos energéticos. Eso puede ofrecer una
nueva oportunidad al sector agrícola, además se traduce en un reciclaje y
disminución de residuos; también presenta un gran potencial para rehabilitar
tierras degradadas; se evita la contaminación del medio aprovechando los
EN
HOGAR
COMBUSTIÓN
EN
MOTOR
12

esiduos orgánicos para la obtención de energía; además se obtienen productos
biodegradables y por último puede provocar un aumento económico en el medio
rural.
En la actualidad la tecnología aplicada a la biomasa está sufriendo un gran
desarrollo. La investigación se está centrando en los siguientes puntos: (a) En el
aumento del rendimiento energético de este recurso; (b) En minimizar los efectos
negativos ambientales de los residuos aprovechados y de las propias
aplicaciones; (c) En aumentar la competitividad en el mercado de los productos;
(d) En posibilitar nuevas aplicaciones de gran interés como los biocombustibles.
1.3.1.2 Desventajas de la biomasa (DECAP, 2006).
La Energía de la biomasa tiene un mayor costo de producción frente a la que
proviene de los combustibles fósiles, además los combustibles derivados de
biomasa presentan un menor rendimiento energético en comparación con los
combustibles fósiles; la materia prima es de baja densidad energética, lo que
quiere decir que ocupa mucho volumen y por lo tanto puede tener problemas de
transporte y almacenamiento, por lo que es necesario un acondicionamiento o
transformación de la materia prima para la utilización, por otra parte también para
el aprovechamiento de la biomasa se exige un aporte notable en cantidad de
energía para su recolección, transporte y otra transformación en combustible útil,
lo cual reduce considerablemente la energía neta resultante.
13

1.4 SITUACIÓN CHILENA DE LAS PLANTAS DE AGUAS SERVIDAS Y LOS
LODOS ACTIVOS.
Según BARAÑAO y TAPIA (2004), gracias a la promulgación de diversas
normativas ambientales durante la última década se ha impulsado de manera
importante la construcción de Plantas de Tratamiento de Aguas Servidas (PTAS)
en Chile. A comienzos de la década de los 90 comenzó en el país, en forma
incipiente, el proceso de construcción de PTAS, éste se aceleró significativamente
desde el año 2000, con la publicación de la Norma de Emisión de Residuos
Líquidos a Aguas Marinas y Continentales Superficiales (Comisión Nacional del
Medio Ambiente, 2001).
Actualmente en Chile la Superintendencia de Servicios Sanitarios (SISS) es
quien fiscaliza el cumplimiento de la normativa y según el Informe de Gestión del
Sector Sanitario (SISS, 2008), el 82,6% de la población recibe cobertura en el
tratamiento de las aguas servidas a cargo de empresas sanitarias
correspondientes a cada región, las cuales a fines del 2008 presentaban un total
de 257 plantas de tratamiento de aguas servidas autorizadas, las que se
encuentran en su totalidad en operación. De acuerdo a proyecciones realizadas en
este trabajo, el índice de cobertura de tratamiento de aguas servidas a nivel
nacional alcanzará prácticamente un 98,7% en los próximos cinco años.
Según la SISS (2008), entre los principales sistemas de tratamientos
empleados por las PTAS están los emisarios submarinos (12,5%), lagunas
aireadas (21%) y lodos activados (57,2%). El sector sanitario ha continuado la
tendencia de la implementación de sistemas de tratamiento de aguas servidas
basados en la tecnología del tipo lodos activados en aquellas áreas urbanas
donde se descargaban aguas servidas crudas a cursos de aguas superficiales
continentales.
14

Como ya se mencionó, la mayor cantidad de PTAS corresponden a la
modalidad de lodos activados, información avalada en el trabajo de CHAMY y
VIVANCO (2007), estos autores añaden por otra parte, que si bien esta tecnología
permite sanear las aguas, genera alrededor de 0,88 kg de lodo húmedo por m 3 de
agua tratada, tomando en cuenta que la cantidad y composición de los lodos
varían según las características de las aguas residuales tratadas, se obtienen un
volumen considerable de lodos (Cuadro 1).
Cuadro 1: Generación de lodos provenientes de plantas de tratamiento de aguas
domésticas, tipo lodos activos.
Fuente: CHAMY y VIVANCO 2007.
Las PTAS que generan lodos varían en función del uso que les dan a los
mismos (Cuadro 1), logrando diferenciar tres grupos; las plantas que metanizan
los lodos generados (BM), las que disponen los lodos en vertederos autorizados
15

(RS), y las que realizan otros procesos como compostaje (OU), siendo RS
mayoritariamente el destino final.
Según la Comisión Nacional del Medio Ambiente (CONAMA) (2000), los
lodos pueden presentar propiedades para usos agronómicos, siempre que se
tomen los resguardos sanitarios y ambientales necesarios en su manejo. El uso
agrícola de los lodos está respaldado por más de diez años de experiencia en el
mundo y además por estudios de investigaciones de los aspectos ambientales,
como son, el contenido de metales pesados, microorganismos patógenos y
nutrientes presentes en los mismos
En el ámbito mundial se han desarrollado alternativas de uso de los lodos
generados en las plantas de tratamientos de aguas residuales, siendo una de ellas
la incorporación en los suelos agrícolas, evitando así el costo de confinamiento.
Esta práctica representa la oportunidad de darle un valor agregado al residuo que
se está generando en las plantas tratadoras de aguas residuales, al aprovecharse
como fertilizante y/o acondicionador al suelo. Una desventaja del uso de los
biosólidos, es que el contenido de nutrientes esenciales para los vegetales, es
muy variable debido a cambios de concentraciones del influente a la planta de
tratamiento y a cambios en la actividad microbiológica y química de la misma
(HERNÁNDEZ, 2005).
Para reutilizarlos como se expone anteriormente, los lodos deben ser
tratados para estabilizar las características fisicoquímicas y principalmente las
biológicas, las cuales son expuestas en los cuadros 2 y 3 elaborados con lodos
crudos para una planta tipo de lodos activados.
16

Cuadro 2. Características fisicoquímicas y biológicas de los lodos activos sin
tratamiento.
PARÁMETROS UNIDAD VALOR
Ph pH 7,00
C.E dS/m 1,90
M.O % 0,12
C. Orgánico % 0,07
Relación C/N 1,80
N. Total % 0,04
NH4 Disponible % 0,0087
P Total % 0,0034
P2O5 Total % 0,0078
K Total % 0,0025
K2O Total % 0,0030
Ác. Húmicos % 0,07
Ác. Fúlvicos % 0,07
Ex. Húmicos Totales % 0,14
Densidad g/cc 1,01
Coliformes fecales. NMP ˃ 1600
Fuente: Elaboración propia, datos tomados de lodos PTAS Sotaquí, Aguas del
Valle.
17

Cuadro 3. Concentración de metales pesados en lodos activos.
Elemento (Total) Unidad Día 0
Arsénico mg/L < 0,01
Cadmio mg/L < 0,01
Cobre mg/L 3
Cromo mg/L < 0,01
Mercurio mg/L < 0,01
Níquel mg/L 0,9
Plomo mg/L < 0,01
Zinc mg/L 7
Fuente: Elaboración propia, datos tomados de lodos PTAS Sotaquí, Aguas del
Valle.
Los lodos para ser utilizados deben cumplir con los requisitos de la Norma
Chilena 2880, Compost - clasificación y requisitos (Instituto Nacional de
Normalización (INN), 2004), en la cual se definenen dos clases de compost de
acuerdo a su nivel de calidad. Compost clase A: este producto no presenta
restricciones de uso, Su conductividad eléctrica debe ser menor a 3 dS/m y su
relación C/N debe ser menor o igual a 25. Por otro lado está compost clase B,
Este producto presenta algunas restricciones de uso, por lo que para ser aplicado
requiere ser mezclado con otros elementos adecuados. Su conductividad eléctrica
debe estar entre 3 dS/m y 8 dS/m y su relación C/N debe ser menor o igual a 30.
Sin embargo desde el punto de vista microbiológico ambos deben cumplir con
una población de coliformes fecales inferiores a 1000 NMP por gramo de compost,
en base seca. Además todas las clases de compost deben cumplir con los
18

equisitos de concentración máxima permitida de metales pesados indicados en
Cuadro 4:
Cuadro 4: Concentraciones máximas de metales pesados en compost producidos
en base a lodos.
Metales pesados
Arsénico 15
Cadmio 2
Cobre 100
Cromo 120
Mercurio 1
Níquel 20
Plomo 100
Zinc 200
Concentraciones máximas
en mg/kg de compost.
1) Concentraciones expresadas como contenidos
totales.
Fuente: NORMA CHILENA 2880, COMPOST - CLASIFICACIÓN Y REQUISITOS
(2004).
Dentro de los métodos más apropiados para la purificación de los efluentes
se encuentra la digestión anaeróbica debido a la alta capacidad que este proceso
presenta en la disminución de la carga microbiana (MCGARRY & STAINFORTH,
1978; citados por BOTERO & PRESTON, 1987). Esto es avalado por MONCAYO
(2005) quien postula a los biodigestores como estrategia para ayudar a disminuir
el impacto ambiental, ya que logran cumplir una función ecológica muy importante,
al reciclar totalmente los desechos orgánicos (biomasa) a un costo muy bajo.
19

1.5 DIGESTIÓN ANAERÓBICA.
El proceso de digestión anaeróbica presenta múltiples aplicaciones en la
reutilización de residuos orgánicos, en este ámbito, GARCÍA-MORALES et al.
(2008), afirman que la digestión anaeróbica se ha aplicado de forma generalizada
para el tratamiento de residuo de alta carga orgánica; fracción orgánica de
residuos sólidos urbanos, lodos de depuradora y aguas residuales de industria del
sector agroalimentario.
La digestión anaeróbica es un proceso biológico, en que la materia orgánica
en ausencia de oxígeno y mediante la acción de un grupos de bacterias
específicas, se descomponen en un producto gaseoso, “biogás” (CH4, CO2, H2,
H2S, etc.), y en un efluente, compuesto por una mezcla de productos minerales (N,
P, K, Ca, etc.) y compuestos de difícil degradación (IDEA, 2007b).
1.5.1 Etapas de la digestión anaeróbica
DE MES (2003) presenta el proceso de digestión anaeróbica
subdividiéndolo en cuatro fases, cada una de éstas requiere su propio grupo
característico de microorganismos para ser llevada a cabo:
1. Hidrólisis: conversión de biopolímeros no soluble a compuestos solubles
orgánicos. Esta etapa esta realizada por anaeróbicos facultativos
2. Fermentación: conversión de compuestos solubles orgánicos a ácidos
grasos volátiles y CO2.
3. Acetogénesis: conversión de ácidos grasos volátiles a acetato y H2
20

4. Metanogénesis: conversión de acetato y CO CO2 más H2 a gas metano (CH4).
MADIGAN et al. en su libro explican que el proceso de producción biológica
de metano lo llevan a cabo un grupo de arqueas anaeró anaeróbicas anaeró estrictas,
tales ales organismos reciben el nombre de metanógenos.,
Una representación esquemática simplificada de la degradación anaerobia
de la materia orgánica ánica se muestra en la Figura 3.
Fermentación
Figura 3: Representación esquemática simplificada de la degradación anaeróbica
de la materia orgánica (DE MES, 2003).
Ácidos volátiles
(Butílico, Propiónico,
Acético, Láctico),
Alcohol.
21

1.5.2 Microbiología de la digestión anaerobia.
Para RODRÍGUEZ (s.f.) la degradación anaerobia de la materia orgánica
requiere la intervención de diversos grupos de bacterias facultativas y anaerobias
estrictas, las cuales utilizan en forma secuencial los productos metabólicos
generados por cada grupo. La digestión anaerobia de la materia orgánica
involucra tres grandes grupos tróficos:
1.5.2.1 Grupo I: Bacterias Hidrolíticas – Fermentativas
Las bacterias que llevan a cabo las reacciones de hidrólisis y acidogénesis
son anaerobias facultativas y los géneros más frecuentes que participan son los
miembros de la familia Enterobacteriaceae, además los géneros Bacillus,
Peptostreptococcus, Propionibacterium, Bacteroides, Micrococcus y Clostridium.
Las bacterias con actividad proteolítica son en su mayoría especies de los géneros
Clostridium, Peptococcus, Bifidobacterium y Staphylococcus. Bacterias como
Anaerovibrio lipolytica con actividad lipolítica han sido aisladas del rumen de
bovinos; igualmente la Butyrovibrio fibrisolvens hidroliza fosfolípidos cuando crece
con azúcares fermentables como fuente de carbono.
1.5.2.2 Grupo II: Bacterias Acetogénicas
Para que tenga lugar una eficiente metanogénesis, los productos de
fermentación como el propionato (ácido propiónico) y el butirato (ácido butírico)
deben ser oxidados a acetato, CO2 y H2, esta oxidación es llevada a cabo por un
grupo denominado organismos acetógenos productores obligados de hidrógeno
(OHPA), mediante un proceso conocido como acetogénesis. Aunque la mayoría
de este tipo de reacciones consume energía, en ambientes anaerobios donde la
22

energía disponible es baja, el acoplamiento de la actividad de las bacterias OHPA
con las bacterias consumidoras de H2 (metanógenos hidrogenofílicos) permite un
balance energético favorable. Este último grupo, consume el hidrogeno generado
por las OHPA manteniendo una presión parcial de H2 a un nivel adecuado para
que termodinámicamente pueda darse la conversión de los AGV a acetato e
hidrógeno. Esta asociación se conoce como “relación sintrófica” o “transferencia
interespecífica de hidrógeno”. Solamente un limitado número de especies del
grupo OHPA han sido aisladas; probablemente existan más, pero aún no son
conocidas. Dentro de las especies aisladas se pueden mencionar:
Syntrophomonas sapovorans, Syntrophobacter wolinii, Syntromonas wolfei,
Syntrophospara bryantii, Syntrophus buswellii
Dentro del grupo de acetógenos existe un grupo de bacterias conocidas
como “bacterias homoacetogénicas” las cuales son anaerobias obligadas y utilizan
el CO2, como aceptor final de electrones, produciendo acetato como producto
único de la fermentación anaerobia. Este grupo no es un grupo taxonómico
definido, en el se incluyen una variedad de bacterias Gram (+) y Gram (-)
formadoras de esporas como: Clostridium aceticum, Clostridium formicoaceticum y
Acetobacterium wooddi.
1.5.2.3 Grupo III: Bacterias Metanogénicas
Las bacterias metanogénicas pertenecen al grupo actualmente conocido
como Archeaea, cuyos miembros presentan características diferentes a las
encontradas en Bacteria. Estas características están relacionadas
fundamentalmente con la composición química de algunas estructuras celulares.
Las bacterias metanogénicas son anaerobias estrictas y producen metano como
principal producto del metabolismo energético. Dentro de estos organismos se
23

pueden identificar los siguientes ordenes; Methanobacteriales, Methanococcales,
Methanomicrobiales, Methanosarcinales y Methanopyrales.
1.6 BIODIGESTORES
Se les llama biodigestores a los depósitos en los que tiene lugar la digestión
anaerobia aprovechando el recurso de la Biomasa; a grandes rasgos se pueden
definir como recipientes o tanques que permiten la carga de sustratos y descarga
de bioabono (efluente) y también poseen un sistema de recolección de biogás
para su aprovechamiento energético (MONCAYO, 2005).
CAMPERO (2007), por su parte, define a un digestor de desechos
orgánicos, en forma simple, como un contenedor cerrado, hermético e
impermeable (llamado reactor), dentro del cual se deposita el material orgánico a
fermentar (excrementos animales y humanos, desechos vegetales, entre otros) en
determinada dilución de agua para que se descomponga, produciendo gas metano
y fertilizantes orgánicos ricos en nitrógeno, fósforo y potasio.
El mismo autor explica que, el fenómeno de biodigestión ocurre, debido a la
existencia de un grupo de microorganismos bacterianos anaeróbicos presentes en
el material fecal, que al actuar sobre los desechos orgánicos de origen vegetal y
animal, producen una mezcla de gases con alto contenido de metano (CH4),
llamado biogás, sumamente eficiente si se emplea como combustible. El resultado
de este proceso genera residuos con un alto grado de concentración de nutrientes
y materia orgánica, (ideales como fertilizantes) que pueden ser aplicados frescos,
pues el tratamiento anaerobio elimina los patógenos presentes en el sustrato.
24

1.6.1 Clasificación de los biodigestores.
En general, según BAQUEDANO Y MORALES (1987), los biodigestores se
pueden definir de las siguientes formas, según el diseño de construcción y al tipo
de proceso empleado.
Si se clasifican según el tipo de proceso empleado (particularmente según
el sistema de abastecimiento de la materia prima), se pueden encontrar tres tipos
de digestores: los de carga continua, los de carga discontinua y por último de
carga semicontinua.
- Biodigestores de carga continua: estos son cargados y descargados en
-
forma regular y periódica de tal manera que la producción de gas y
fertilizante (efluente o material orgánico fermentado) es permanente.
- Biodigestores de carga discontinua o régimen estacionarios: el ciclo de
producción de gas y fertilizante sólo puede ser continuado o reiniciado
una vez que la carga y descarga del total del contenido de materia prima
del digestor haya ocurrido.
- Biodigestores de carga semicontinua: la primera carga que se introduce,
consta de gran material; cuando va disminuyendo gradualmente el
rendimiento del gas se agregan nuevas materias primas y se descarga
el efluente regularmente en la misma cantidad (GUEVARA, 1996).
1.6.2 Modelos de biodigestores.
Existen muchos modelos entre los más populares está, “El Modelo Chino”,
“El Modelo Indio”, “El Modelo Batch o por Lotes” y “los Modelos Horizontales”, en
25

estos últimos se pueden encontrar los Rectangulares y Tubulares de plástico,
construidos con materiales que van desde plásticos prefabricados hasta polietileno
(GUEVARA, 1996).
1.6.2.1 Modelo Chino.
Este modelo (Figura 4) está muy difundido en China, más de cinco millones
de biodigestores se han construido en el país, pero desgraciadamente, la
tecnología no ha sido tan popular fuera de éste.
Este modelo corresponde a un digestor de cúpula fija en forma cilíndrica,
enterrado con cámaras de hidropresión. La estructura puede ser de hormigón, de
ladrillo, bloques, adobes y se les puede adicionar el gasómetro externo.
Este digestor por estar enterrado favorece el proceso fermentativo, con
poca influencia por los cambios de temperatura, la desventaja que presenta es
que la presión del gas es variable dependiendo del volumen acumulado.
26

Figura 4: Modelo de biodigestor chino (TORRES y ORTEGAS, 2009).
1.6.2.2 Modelo Hindú.
Es originario de India y se ha difundido mucho debido a la presión de
trabajo constante que se logra en el proceso, generalmente son verticales, con el
gasómetro incorporado (por lo que llama digestor de Cúpula Móvil), la estructura
se construye de bloques y concreto, el gasómetro es de acero, lo que lo hace
costoso (Figura 5).
El gasómetro posee una camisa que se desliza en un eje y lo mantiene
centrado para que no roce con las paredes ni se oxide, este eje descansa en una
viga transversal de concreto armado enjaulado.
27

Estos digestores son de alimentación continua, se construyen generalmente
enterrados quedando la cúpula sin gas en un nivel cercano a la superficie del
terreno.
Figura 5: Modelo de biodigestor Hindú (TORRES y ORTEGAS, 2009).
1.6.2.3 Modelos horizontales.
Se habla de digestor horizontal cuando estos no profundizan en el suelo,
son de forma rectangular aunque pueden ser cuadrados, se caracterizan por ser
en su mayoría de concreto armado debido a las presiones a que están sometidos
(Figura 6).
28

Su uso es generalmente para el saneamiento de descargas cloacales, ya
que su conformación alargada garantiza que el efluente al salir del cuerpo del
digestor, debido al flujo pistón y al tiempo de retención sea debidamente
degradado.
Estos digestores llevan generalmente en la parte superior una pequeña
cúpula metálica desmontable que sirve de boca de visita, la presión se controla
por el sello de agua, además requiere gasómetro adicional debido a la poca
capacidad de almacenamiento de la cúpula y el cuerpo del digestor.
Figura 6: Modelo de biodigestor horizontal de estructura flexible (CARRILLO,
2004).
1.6.2.4 Modelos Batch por lotes.
Estos biodigestores se caracterizan por que se cargan una sola vez,
presentan una cúpula metálica con sello de agua, la estructura se construye con
bloques y concreto reforzado (Figura 7); este modelo presenta la desventaja que
se debe construir obligatoriamente un gasómetro y al ser aéreo está afectado por
29

la temperatura ambiental. Se utiliza para degradar materias primas sólidas, como
restos vegetales, desechos orgánicos, entre otros.
El rendimiento volumétrico de gas es superior a cualquier digestor continuo,
igualmente ocurre con el abono sólido resultante; por eso este método permite el
tratamiento sanitario de desperdicios orgánicos, el control satisfactorio de toda
clase de plagas, así como la proliferación de moscas, permite la recuperación
eficiente y económica del metano y la retención de humus e ingredientes para uso
de fertilizantes.
Figura 7: Modelo biodigestor de Batch (TORRES y ORTEGAS, 2009).
30

1.6.3 Ventajas del uso de biodigestores como técnica de reciclaje.
Son muchos los beneficios que se obtienen al utilizar los biodigestores,
entre los más importantes se pueden mencionar los siguientes (CIPAV, 1995):
Proporcionan combustible (biogás) para suplir las necesidades energéticas
rurales, incrementando la producción de energía renovable (calor, luz, electricidad)
y de bajo costo, el proceso también presenta la capacidad de reducir la
contaminación ambiental al convertir en residuos útiles las excretas, aumentando
la protección del suelo, de las fuentes de agua, de la pureza del aire y del bosque.
Dichas excretas contienen microorganismos patógenos, larvas, huevos, pupas de
invertebrados que de otro modo podrían convertirse en plagas y enfermedades
para los cultivos; se produce abono orgánico (bioabono) con un contenido mineral
similar al de las excretas frescas, pero de mejor calidad nutricional para las plantas
y para la producción de fitoplancton, reduciendo el uso de de fertilizantes
químicos, cuya producción y aplicación tiene consecuencias negativas para el
medio ambiente global y local; mejora las condiciones higiénicas de la casa rural
y/o unidad de producción a través de la reducción de patógenos, huevos de
gusanos y moscas, los que mueren durante el proceso de biodigestión;
contribuyen a reducir los niveles de deforestación por el menor uso de leña con
fines energéticos, bajando la cantidad de trabajo relacionado con la recolección de
leña para cocinar, actividad llevada a cabo principalmente por mujeres; produce
beneficios micro-económicos a través de la sustitución de energía no renovable y
fertilizantes sintéticos por energía renovable y fertilizantes orgánicos; aumentan
los ingresos debido al incremento de la productividad agrícola y pecuaria; además
se reduce el riesgo de transmisión de enfermedades, ya que al reciclar en
conjunto las excretas animales y humanas en biodigestores es posible destruir
hasta el 95% de los huevos de parásitos y casi todas las bacterias y protozoarios
causantes de enfermedades gastrointestinales.
31

1.6.4 Desventajas de los Biodigestores
Entre las desventajas del proceso de biodigestión está el carácter líquido
del material orgánico obtenido en este tipo de biodegradación, lo que trae como
consecuencia en la aplicación de este efluente en forma líquida en suelos
permeables, la perdida por lixiviación de algunos de sus componentes causando
problemas de contaminación. Además es necesario tener un suelo húmedo para
hacer la aplicación del efluente, porque si el suelo está seco existe gran pérdida
de nitrógeno por volatilización. Por otra parte el gas metano, principal componente
del biogás, al ser lanzado a la atmósfera, causa el efecto invernadero.
1.7 PRODUCCIÓN DE BIOGÁS, UNA ALTERNATIVA AMIGABLE AL MEDIO
AMBIENTE.
Desde el inicio del presente siglo, según SECRETARIA PRO TEMPORE
(1999), se ha acrecentado la preocupación por encontrar un destino racional a la
enorme cantidad de basura y de aguas residuales en las grandes ciudades. La
obtención de productos de valor económico, como resultado de un procesamiento
adecuado de esos contaminantes, se consideraba hasta hace poco, como objetivo
secundario. El principal problema consistía en la eliminación de los mismos a
través de medios prácticos y de bajo costo operacional.
A pesar de las innumerables ventajas que ofrece el tratamiento de la basura
y de los desechos de las ciudades por biodegradación, eliminando los problemas
de la polución ambiental y permitiendo incluso, la obtención de productos de valor
económico como amoníaco, biogás y materia orgánica en la forma de humus para
utilización en agricultura, esta práctica, aunque bastante diseminada en el mundo
entero, todavía no ha alcanzado un nivel de cobertura que pueda ser considerado
ideal.
32

Todavía es muy común la práctica de quemar la basura o simplemente
aterrarla en las periferias de las ciudades, creando así, un permanente problema
de salubridad pública. En cuanto a los alcantarillados, con mucha frecuencia son
canalizados para el mar o para los ríos y lagos transformándose, ese sistema, en
una de las principales causas de polución ambiental y de desequilibrio ecológico a
largo plazo.
Dada la simplicidad operacional y la relativamente baja inversión financiera
requerida para la producción del biogás, por fermentación de desechos orgánicos,
se vislumbra una amplia posibilidad de difundir, a larga escala, la producción del
biogás con el objeto de volver autosuficiente al agricultor en relación a
combustibles para calefacción doméstica, iluminación y, así mismo, en
substitución de los carburantes derivados del petróleo para accionar pequeños
motores estacionarios de combustión interna, necesarios para el desempeño de
innumerables funciones en el campo.
1.7.1 Composición del biogás.
El biogás está constituido según BOTERO y PRESTON (1987), por una
mezcla de gases (Cuadro 5) y su composición depende del tipo de residuo
orgánico utilizado para su producción y de las condiciones en que se procesa. En
esta mezcla predomina el metano (CH4) y el dióxido de carbono (CO2), en donde
el último eslabón de este proceso genera el (CH4), es un gas inflamable y que
mediante una sencilla adaptación puede ser utilizado en cualquier cocina,
calefactor u otro proceso.
33

Cuadro 5: Composición del biogás.
Tipo de Gas. % Obtenido.
Metano (CH4) 55-75
Dióxido de Carbono (CO2) 35-45
Hidrógeno (H2) 1-3
Nitrógeno (N2) 0.5-3
Sulfuro de hidrógeno (H2S) 0.1
Vapor de agua Trazas
Fuente: SECRETARÍA DE AGRICULTURA, GANADERÍA, DESARROLLO
RURAL, PESCA Y ALIMENTACIÓN (2007).
BOTERO y PRESTON en el mismo trabajo informan que para poder utilizar
el gas, la mezcla debe purificarse, para dar más seguridad en su utilización. Se
debe eliminar el gas carbónico (CO2) haciendo burbujear el biogás a través de
agua, el ácido sulfhídrico haciéndolo burbujear a través de una solución de soda
cáustica en agua que contiene sulfato de cobre disuelto o pasándolo por una
trampa de limadura de hierro (esponjilla de alambre), o con la introducción de
pequeñas cantidades de aire (3% a 5% del volumen del depósito para el biogás)
reduciendo así hasta un 95% el ácido sulfhídrico producido. La humedad se
elimina circulando el biogás entre cloruro de calcio o sílica gel.
1.8 BIOABONO PRODUCTO DE LA BIODIGESTIÓN ANAERÓBICA.
En el pasado, los biodigestores fueron considerados principalmente como
una manera de producir gas combustible a partir de materia orgánica de desecho,
pero debido a la creciente importancia del uso sostenible de los recursos naturales
34

en los sistemas agrícolas, hoy se aprecia el papel de los biodigestores en una
perspectiva mucho más amplia, y específicamente, por su aplicación potencial
para el reciclaje de los nutrientes de los cultivos. Esto puede contribuir en la
reducción de la dependencia de los fertilizantes sintéticos y hacer más fácil el
cultivar orgánicamente PRESTON (2005).
Los mismos autores exponen que, el proceso anaeróbico y el largo tiempo
transcurrido dentro del biodigestor eliminan a la mayoría de organismos, incluso a
los parásitos intestinales, que pueden causar enfermedades. De esta manera, la
materia orgánica introducida es mejorada química y biológicamente a partir del
proceso de fermentación. Los cambios que ocurren en el substrato durante el
proceso de digestión han recibido relativamente poca atención y la preocupación
principal se ha centrado en los temas de salud y medio ambiente. Recientemente,
se ha empezado a prestar más cuidado al valor del efluente como fertilizante, en
cambio MONCAYO (2005), argumenta que quizá el producto más importante
desde el punto de vista económico y ambiental corresponde al efluente líquido del
biodigestor.
AGUILAR y BOTERO (2006) citan la experiencia obtenida por HEDLUND y
XUAN AN (2000), en donde se observó que durante el proceso de digestión
anaeróbica dentro del biodigestor, el carbono es el único elemento que es emitido
en cantidades considerables bajo condiciones normales. Otros nutrientes como
nitrógeno (N), fósforo (P), y potasio (K) se mantienen en iguales cantidades, pero
salen en una mayor concentración en el efluente, dado que el estiércol ha sido
digerido dentro del biodigestor y se ha reducido su volumen. Por tanto, la misma
cantidad anual de macronutrientes que ingresa al sistema es la que sale del
biodigestor a través de su tubo de salida. La Figura 8 muestra un flujo de
nutrientes para un biodigestor horizontal de polietileno, de flujo continuo que se
muestra en forma de ejemplo en este trabajo.
35

Figura 8: Análisis de ecosistema para un biodigestor de polietileno basado en
7885 kg de excrementos frescos (AGUILAR y BOTERO, 2000).
MONCAYO (2005) opina que el biodigestor mejora la capacidad fertilizante del
material a fermentar ya que todos los nutrientes tales como nitrógeno, fósforo,
potasio, magnesio así como los elementos menores son conservados en el
efluente. En el caso del nitrógeno, buena parte del mismo, presente en forma de
macromoléculas es convertido a formas más simples como amonio (NH4), las
cuales pueden ser aprovechadas directamente por los vegetales.
El mismo autor argumenta que el efluente por su presentación casi líquida,
permite un fácil manejo en sistemas de riego. Su uso ha sido probado en varios
países y en diferentes cultivos, reportando incrementos en las cosechas y
mejoramientos en las propiedades del suelo.
36

1.9 HIPÓTESIS DE ESTUDIO.
Con el tratamiento anaeróbico de lodos activos es factible generar bio-abono
de alta efectividad para la producción agrícola, reduciendo los coliformes fecales a
una densidad inferior a la expuesta en la Norma Chilena 2880, Compost -
clasificación y requisitos. Además se postula que con este tratamiento se
producirá biogás como fuente de energía potencial.
37

2.1 OBJETIVO GENERAL:
2. OBJETIVOS.
- Producir efluentes orgánicos a partir de la fermentación anaeróbica de
lodos activos mediante el proceso de biodigestión, para uso en la
agricultura y generación de biogás.
2.2 OBJETIVOS ESPECÍFICOS:
- Reducir la carga microbiológica de los lodos activos a una densidad menor
a 1.000 Número Más Probable (NMP) de coliformes fecales, por gramo de
lodos.
- Generar un biofertilizante natural resultante de la degradación de los lodos
activos.
- Evaluar la capacidad del abono orgánico como mejorador de suelos.
- Obtener biogás con alto poder energético utilizando un biodigestor de
régimen estacionario.
- Determinar eficiencia del biogás obtenidos, comparándolos con la contra
parte comercial.
38

3. MATERIALES Y MÉTODOS.
3.1 LOCALIZACIÓN Y CONTEXTUALIZACIÓN DEL ENSAYO.
El ensayo se realizó en las dependencias de la Universidad de La Serena,
Campus Limarí, Ovalle, Región de Coquimbo. El estudio consistió en la
elaboración de una partida de tres biodigestores implementados al aire libre, para
el tratamiento anaeróbico de lodos activos.
3.2 MONTAJE E IMPLEMENTACIÓN DE BIODIGESTORES.
Se construyeron tres biodigestores tipo Batch, utilizando un sistema
modificado de régimen estacionario, (Figura 9), el cual se diseñó como una
alternativa económica para realizar este proceso.
Figura 9: Biodigestor tipo Batch de régimen estacionario (elaboración propia).
39

La implementación de los biodigestores (Figura 10) se realizó construyendo
en primer lugar un reactor a partir de un tambor metálico de 200 L., en el cual se
depositó la biomasa a fermentar. A este recipiente se conectaron dos tuberías de
PVC de una pulgada cada una, en las entradas que los contenedores presenta por
diseño; La primera se encarga de la evacuación del gas generado al gasómetro,
por lo tanto está instalada por sobre el nivel del efluente en el reactor y la segunda
se instaló para facilitar la toma de muestra de este sistema, quedado sumergida
en el interior del efluente. Cada una de las tuberías fue sellada herméticamente
mediante una llave de paso para asegurar la anaerobiosis y eliminar las posibles
fugas de gases.
Finalmente se construyó el gasómetro, el cual estaba encargado de la
acumulación del gas; éste se realizó a partir de una manga de polietileno tubular
de 1,5 metros de longitud, unida en un extremo a la tubería de evacuación del
biogás proveniente del reactor y el otro extremo a una tubería de PVC cerrada con
llave de paso, la que corresponde a la salida final del biogás.
40

c
a b
Figura 10: Biodigestores tipo Batch, utilizados en el sistema experimental.
a) Fiting de seguridad utilizados en la unión de los implementos; b) Contenedor de
los efluentes (Reactor); c) Contenedor de biogás (gasómetro); d) Vista completa
de biodigestores.
3.3 LLENADO DE LOS DIGESTORES.
Se llenaron los biodigestores conservando vacío el 10 % del volumen total
del contenedor, utilizando como fuente de biomasa, lodos activos extraídos en la
depuración de aguas residuales del alcantarillado urbano perteneciente a la planta
Sotaquí, de la Empresa Aguas del Valle, en una relación de 1/3 de agua y lodo
respectivamente. Se utilizó agua de origen superficial correspondiente al sistema
de canales de regadío, ya que no deben estar presentes contaminantes químicos
d
41

en la composición de los efluentes por que estos producen una disminución en la
población de los organismos descomponedores.
A continuación se presentan los cálculos utilizados para definir los
volúmenes de cada uno de los componentes del efluente:
• Volumen del digestor => 0,2 m 3 = 200 Litros.
• Volumen del digestor => 90% efluente orgánico + 10% volumen vacío.
• Volumen del efluente => 200 * 0,9 = 180 Litros.
• Volumen de lodo activo => 180 * 0,33 = 60 Litros.
• Volumen de agua => 180 * 0,67 = 120 Litros.
El agua y los lodos se mezclaron hasta conformar una solución homogénea,
luego se procedió a llenar el contenedor con la mezcla hasta completar un 90 %
del volumen total de los reactores, posterior a esto se sellaron los biodigestores,
colocando una capa de silicona en toda las conexiones y así asegurar la
generación de un ambiente anaeróbico.
3.4 DISEÑO EXPERIMENTAL.
Se realizó un diseño No Experimental, de tipo Longitudinal de Tendencia,
en el cual solo se observó el proceso sin intervenir en las variables, analizando
así los cambios a través del tiempo en que transcurre la experiencia.
Para asegurar la confiabilidad del experimento se construyeron tres
biodigestores, que representan las replica dentro del proceso. Cada una de las
unidades se implementó utilizando los mismos materiales y respetando las
dimensiones en cada una de estas.
42

Por las características de la investigación y del proceso, existe solo un
tratamiento con tres réplicas.
3.5 MEDICIÓN DE VARIABLES DEL ESTUDIO.
3.5.1 Efluente líquido.
Se evaluaron los efluentes para determinar los cambios en las
características y propiedades de estos, tomando en cuenta los siguientes
parámetros:
3.5.1.1 Temperaturas.
Se realizaron mediciones diarias de temperaturas a lo largo de todo el
período del ensayo en dos periodos diarios (9 hrs am. y 18 hrs pm.). Para este
procedimiento se introdujo un termómetro de suelos por la tubería de muestreo
hasta alcanzar el centro del digestor, para obtener temperaturas representativas y
estables; se mantenía el termómetro aproximadamente un minuto en el interior del
biodigestor, y se procedía a registrar la lectura obtenida.
43

3.5.1.2 Determinación de coliformes fecales.
Se utilizó el método de "Determinación de coliformes fecales en Medio A-1,
este es un método normado por el Instituto Nacional de Normalización (INN), del
país y está catalogado como NCh 2313/23.Of95 (1995). Los principios del método
se basan en aislar el grupo coliforme fecal, seleccionando los microorganismos
por incubación del inóculo a temperaturas mayores a las normales (44,5 ºC + -0,2
ºC), utilizando la técnica de tubos múltiples (Figura 11). Se usa el Medio A-1 en
concentración doble y simple y se inoculan series de tubos de ensayo con el
Medio A-1 con diferentes diluciones de la muestra, según los siguientes pasos:
Concentración
doble medio A-1
10 ml de
la muestra
Incubar a 35 ºC por 3 hrs
Concentración
simple medio A-1
1 ml de la
muestra
Concentración
simple medio A-1
0, 1 ml de
la muestra
Incubar a 44,5 ºC por 21 hrs
44

norma.
El Número Más Probable (NMP) se calcula de acuerdo a tablas dadas en la
Estas mediciones se iniciaron al principio de la experiencia, y se repitieron
quincenalmente en el transcurso del proceso, para terminar con una medición al
final del experimento. Las medidas fueron efectuadas en laboratorio del Campus
Limarí.
a b
c d
Figura 11: Determinación de Coliformes fecales en medio A-1.
a) Batería de tubos de ensayos con medio A-1; b) Implementos utilizados en la
inoculación; c) Batería de tubos inoculados en estufa a temperatura modificada; d)
Toma de resultados.
45

3.5.1.3 Determinación de las características fisicoquímicas y componente
orgánico del abono.
Estos puntos se midieron mediante la elaboración de análisis en el
laboratorio AGROLAB, tomando en cuenta los siguientes parámetros:
1. pH, Conductividad Eléctrica, Materia Orgánica, Relación C/N, NNH4, N,
P2O5, K2O, Densidad.
2. Ácidos húmicos, fúlvicos y Extractos húmicos totales.
3. Metales pesados: As, Cd, Cu, Cr, Hg, Ni, Pb, Zn totales.
Las analíticas comenzaron al inicio del proceso, enviando una muestra de la
biomasa obtenida de la PTA y el efluente utilizado en la experiencia (biomasa
diluida 3/1) al laboratorio, a éstas se le realizaron todos los análisis
correspondientes al punto mencionado anteriormente (análisis 1, 2, 3), sólo se
envió una muestra de cada tipo ya que se utilizó la misma materia prima en cada
uno de los biodigestores. Posteriormente se realizó un análisis trascurrido 45 días
del comienzo del proceso, sólo para las mediciones 1 y 2, enviando una muestra
para cada una de las réplicas.
Al finalizar el ensayo se enviaron muestras para la realización de las tres
analíticas que se evaluaron en este punto, se despachó una muestra por cada
biodigestor instalado haciendo un total de tres réplicas enviadas.
Para este proceso se contrató el servicio del laboratorio certificado
AGROLAB Ltda., el cual exigió el envió de 5 L. de muestra por cada una de las
repeticiones trabajadas.
46

3.5.1.4 Medición de las capacidades mejoradoras de suelos.
Para evaluar la capacidad mejoradora de suelos de los biosólidos obtenidos,
se estudió la variación en la capacidad de retención de humedad. Se trabajó con
dos texturas diferentes; suelo arcilloso y arenoso, con tres réplicas de 100 g cada
una, las que fueron tratadas de la siguiente forma:
Para ambos suelos se realizaron 2 tratamientos; el primer tratamiento se
realizó aplicando al suelo 100 ml de agua desionizada, en el tratamiento dos se le
aplicó al suelo 100 mL. del efluente líquido (Figura 12) del digestor previamente
homogenizado.
Figura 12: Efluentes obtenidos del proceso de biodigestión.
Se calculó el cambio en la capacidad de retención de humedad del suelo
realizando el método analítico de la microporosidad (Figura 13). Este
47

procedimiento se llevó a cabo depositando los 100 ml. de suelo en un embudo
previamente tapado con un algodón hidrófobo, a este volumen de suelo se le
adiciona 100 ml de agua desionizada y se deja percolar hacia una probeta
graduada en donde se recibe el líquido lixiviado hasta que deja de escurrir. De
esta forma se puede calcular el porcentaje de retención que posee el suelo.
Figura 13: Determinación de la capacidad de retención de humedad del suelo.
Las mediciones se realizaron para todas las réplicas, previo a la aplicación
de los tratamientos, dejando reposar el suelo por una semana antes de realizar la
prueba de retención de humedad, para alcanzar el secado de los suelos a
temperatura ambiente (Figura 14).
48

Figura 14: Suelos tratados en período de secado a temperatura ambiente.
3.5.2 Biogás
Para obtener una medida aproximada de la producción de biogás y estimar
el poder calorífico de éste, se realizaron las siguientes mediciones:
3.5.2.1 Volumen del gas producido.
Se calculó el volumen de gas mediante el volumen total del contenedor
implementado en los biodigestores, y estimando la capacidad ocupada por el
biogás producido.
Para esto se utilizó la fórmula siguiente:
• V = Volumen de un cilindro.
• π = Constante Pi≈ 3,141592
V = π * r² * H
49

• r = Radio de la circunferencia.
• H = altura del cilindro
Esta medición se llevó a cabo a presión atmosférica y temperatura
ambiente, por lo tanto sólo se midió el volumen físico ocupado por el gas
generado.
3.5.2.2 Eficiencia del biogás, medición de la capacidad calorífica.
Para esta etapa se realizó el calentamiento de 100 ml. de agua destilada,
registrando las temperaturas que se alcanzaron en el transcurso de 30 segundos.
Las mediciones se realizaron desde el inicio del calentamiento hasta 5 minutos
después.
Se realizaron 3 repeticiones para la evaluación del poder calorífico del
biogás, iniciando con gas natural y posteriormente se prosiguió a realizar el
mismo procedimiento con el biogás. Con ello se buscó lograr la obtención de una
capacidad calorífica conocida para utilizarla como contraparte.
Este proceso fue realizado a temperatura ambiente y presión atmosférica,
utilizado un mechero Bunsen para efectuar el calentamiento del contenedor de
agua, siendo utilizado para este caso un vaso de precipitado de 250 ml., el cual se
insertó sobre un trípode instalado con una rejilla de asbesto sobre el mechero. Las
mediciones de las temperaturas fueron tomadas con un termómetro digital el cual
fue colocado en el interior del líquido al inicio del proceso.
50

3.6 ANALISIS ESTADÍSTICOS.
Los datos fueron evaluados mediantes un ANOVA de un factor y un test de
comparaciones múltiples post hoc (Duncan), con un 0,05 de significancia (ANEXO
1). Los análisis estadísticos fueron realizados mediante el programa SPSS 15.0.
51

4. RESULTADOS Y DISCUSIÓN.
4.1 ANALISIS DE LOS EFLUENTES DE LA BIODIGESTIÓN.
4.1.1 Condición inicial de los lodos activos utilizados en la biodigestión.
Los lodos activos en estado crudo al ser analizados al inicio de la
experiencia arrojaron los resultados expuestos en el Cuadro 3. Se esperaban
encontrar valores del contenido de elementos fertilizantes además de la materia
orgánica superior al obtenido, por lo que para suplir el requerimiento nutricional de
un cultivo se requieren grandes volúmenes por superficie, lo que resulta inviable
tanto económica como operativamente.
KLAUSS (2009b) argumenta que la composición del material a degradar es
quien da las características a los efluentes degradados, también observa que
debido a la baja concentración de elementos nutricionales de los efluentes, la
aplicación de los líquidos resultantes de la biodigestión requiere una gasto
energético por lo tanto un costo económico considerable, ya que se deben mover
grandes volúmenes por hectáreas, por lo que recomienda planificar el sistema de
tratamiento anaeróbico cercano la fuente de biomasa y del destino final de los
efluentes. Sin embargo, los valores expuestos por KLAUSS, no concuerdan con la
composición mineral de los lodos presentados en este trabajo (Cuadro 6),
entregando valores superiores para N, NH4, P en biosólidos urbanos del orden de
0,5-2,7; 0,5-0,2 y 0,2-0,8 % respectivamente.
52

Cuadro 6: Parámetros fisicoquímicos y orgánicos encontrados en la biomasa
utilizada para la biodigestión.
PARÁMETROS UNIDAD VALOR
pH pH 7,00
C.E dS/m 1,90
M.O % 0,12
C. Orgánico % 0,07
Relación C/N 1,80
N. Total % 0,04
NH4 Disponible % 0,0087
P Total % 0,0034
P2O5 Total % 0,0078
K Total % 0,0025
K2O Total % 0,0030
Ác. Húmicos % 0,07
Ác. Fúlvicos % 0,07
Ex. Húmicos Totales % 0,14
Densidad g/cc 1,01
4.1.2 Evaluación de las temperaturas en la biodigestión.
Las temperaturas logradas en el efluente durante el transcurso del proceso
fueron similares a los rangos alcanzados ambientalmente (Figura 15), sin embargo
al comparar ambas mediciones se notó una mayor estabilidad de las temperaturas
dentro del biodigestor (Figura 16), por lo tanto las diferencias entre las mediciones
realizas ambientalmente (Figura. 15) fueron mayores. Se puede deducir que en el
53

efluente se ejerce una cierta regulación adicional por el reactor, que hace más
constante las temperaturas en el proceso.
Las temperaturas según CURRIE (1992) son de vital importancia en el
proceso de biodigestión, ya que la producción potencial de biogás está dada por el
sustrato utilizado y el régimen térmico. Si bien las temperaturas bordearon los
15ºC no fueron las suficientes para lograr en el proceso la mayor eficiencia.
KLAUSS (2009 a) define las temperaturas como un factor indispensable para
obtener una óptima producción de biogás; expone que en el proceso de hidrólisis y
acidificación se deben alcanzar temperaturas del orden de 25 a 35 ºC y en la
metanogénesis se puede trabajar en forma mesófila (con organismos viven entre
32 a 42ºC) u termófila (con organismos que viven entre 50 a 58ºC), por lo tanto es
indispensable para lograr un proceso de eficiencia máxima considerar un sistema
de calefacción.
Si bien las temperaturas son de vital importancia, aquellas que son
inferiores a las expuestas por el autor anterior, como es el proceso con
organismos psicrofílos (Temperatura inferior a 25ºC), LÓPEZ (s.f.) argumenta que
la biodigestión a estos márgenes de temperaturas disminuye su eficiencia
aumentando el tiempo de retención de la biomasa, por lo tanto se debe considerar
un mayor período de permanencia del proceso, que van desde los 15 días para
termófila a 3 o más meses para el procesos psicrofílos.
54

Temperatura (ºC).
30
25
20
15
10
5
0
Figura 15: Temperaturas at atmosféricas alcanzadas en el período odo de biodigestión
(Fuente: Elaboración propia, datos estación meteorológica Liceo Agrícola Agrí Tadeo
Perry Barnes).
Temperatura (ºC).
25
20
15
10
5
Temperatura Ambiente, Período Biodigestión.
0 15 30 45 60 75 90
Día.
Temperatura Efluente, Período Biodigestión.
0 15 30 45 60 75 90
Día.
8 hrs.pm.
14 hrs.pm.
20 hrs.pm.
9 hrs.pm.
18 hrs.pm.
Figura 16: Temperaturas alcanzada alcanzadas en el efluente por el proceso de biodigestión.
biodigestión
55

4.1.3 Análisis biológicos, evaluación de los Coliformes Fecales.
El proceso de biodigestión disminuyo la carga de Coliformes Fecales de los
lodos, los cuales presentaban al inicio de la experiencia (día cero), una carga
mayor a 1600 NMP de Coliformes; en el transcurso de la experiencia la carga
microbiana logró decaer, hasta alcanzar valores del orden de 80-90 NMP de
Coliformes en el término de ella (Figura 17).
La variación entre las poblaciones de Coliformes desde el inicio del proceso
hasta su conclusión presentó diferencias estadísticas significativas para un test de
DUNCAN con una significancia de 0,05 (Figura 17), encontrándose tres
subconjuntos diferentes entre sí, por lo tanto el proceso como una alternativa de
santificación de sustratos funciona eficientemente.
CHAMY (2009) argumenta que los biosólidos obtenidos en los procesos de
biodigestión no cumplen los requisitos mínimos para la aplicación como material
tratado ya que no hay normativas para su utilización y la normativa existente está
aplicada sólo al compostaje aeróbico. Por lo tanto si estos biosólidos pretenden
ser utilizados como fertilizante se debe solicitar la autorización al Servicio Agrícola
y Ganadero.
La Norma Chilena 2880 Compost - Clasificación y requisitos, (INN, 2004),
exige un máximo de 1000 NMP de coliformes para aceptar el uso agrícola del
compost. Como se expuso anteriormente, la concentración de coliformes
resultantes al final de la investigación es muy inferior a la exigida, por lo que no
deberían existir impedimentos para la utilización agrícola. También en CONAMA
(2001), clasifican los lodos como lodos Tipo A, a aquellos que entre otros
parámetros cumplan con una carga inferior a 1000 NMP de coliformes, y autoriza
su utilización en enmiendas agrícolas.
56

MEDICIONES
Figura 17: Evolución de Coliformes totales según el Número Más Probable (NMP),
en el proceso de biodigestión de lodos activos.
57

4.1.4 Análisis físicos, químicos y componente orgánico de los efluentes.
4.1.4.1 Composición orgánica de los efluentes.
El contenido de materia orgánica en el suelo influye en distintos aspectos
sobre el balance hídrico de éste. Primero porque los parámetros que afectan al
movimiento y la retención de humedad en el suelo son de carácter físico – textura,
estructura y porosidad- y están relacionados con el contenido y el estado de
materia orgánica, además con la actividad edáfica. Por otra parte, la gran hidrofilia
de los coloides húmicos hace aumentar la capacidad del suelo para retener agua.
Por lo tanto un óptimo contenido de materia orgánica se puede traducir en una
mejora de la infiltración y circulación, una equilibrada aireación, optimización
hídrica, disminución de la evaporación y de la compactación, al mismo tiempo
mejorar la retención de humedad (LABRADOR, 2001).
En la presente investigación la materia orgánica presentó un aumento de la
concentración en los efluentes mientras el proceso transcurrió, el alza presentó
diferencias estadísticamente significativas (Figura 18), sin embargo en el caso de
los ácidos fúlvicos se presenta una excepción, ya que el aumento experimentado
no es estadísticamente significativo. Si bien ya se expuso la importancia de la
materia orgánica en los suelos, según LABRADOR (2001), debido a ello el
proceso resulta interesante para acondicionar distintos tipos de biomasa ya que se
acentúan las propiedades orgánicas que presentan en su composición inicial y los
efluentes logrados pueden llegar a ser fuentes mejoradoras de suelos.
58

Porcentaje (%)
Porcentaje (%)
0,4
0,35
0,3
0,25
0,2
0,15
0,1
0,05
0
0,8
0,7
0,6
0,5
0,4
0,3
0,2
0,1
0
0,12
Figura 18: Comportamiento de la materia orgánica en los efluentes de la
biodigestión.
MATERIA ORGÁNICA.
a*
0,15
1 2
0,07
a*
a*
Nº Mediciones
ÁCIDOS FÚLVICOS.
0,12
a*
1 2
b*
0,35
Nº Mediciones
0,36
3 4
0,13
a*
0,74
3 4
a*
b*
La relación C/N expresa las unidades de Carbono por unidades de
Nitrógeno que contiene un material material. El Carbono es una fuente de energía para los
microorganismos y el Nitrógeno es un elemento necesario para la síntesis
proteica. ca. Una relación adecuada entre eestos
dos nutrientes, favorecerá un buen
crecimiento y reproducción (SZTERN y PRAVIA, 1999; SORIA et al., al 2001).
Porcentaje (%)
Porcentaje (%)
En el caso evaluado la relación obtenida en los biosólido biosólidos biosólido fue de 4:1
aproximadamente (F (Figura 19), la cual se expresó por debajo de los márgenes
recomendados para un proceso óptimo de compostaje según la literatura.
0,45
0,4
0,35
0,3
0,25
0,2
0,15
0,1
0,05
0
0,2
0,18
0,16
0,14
0,12
0,1
0,08
0,06
0,04
0,02
0
EXTRACTOS HÚMICOS
TOTALES .
a*
0,14
0,24
1 2
0,07
Nº Mediciones
ÁCIDOS HÚMICOS.
a*
0,12
1 2
b*
b*
0,125
NºMediciones
b*
0,25
0,39
3 4
b*
0,19
3 4
c*
c*
59

SZTERN y PRAVIA (1999) y SORIA et al. (2001) ) considera una relación C/N
óptima de entrada para iiniciar
un proceso de compostaje 20 a 30. 30 Cuando la
relación es muy estrecha (10:1) hay pérdidas de nitrógeno asimilable, lo cual
reduce la calidad del material digerido digerido; por otro lado si i la relación es muy amplia
(40:1) se inhibe el crecimiento debido a falta de nitrógeno.
Figura 19: Relación carbono/nitrógeno de los efluentes utilizados en el ensayo. ensayo
4.1.4.2 Componentes químicos del efluente.
Para TAPIA y GONZÁLES (2005) se debe encontrar con urgencia una
alternativa para el uso de los lodos obtenidos en las plantas depuradoras de aguas
servidas. La agricultura resulta una opción considerable para la reutilización de
este producto, argumentado que aproximadamente el 45 % de los lodos
producidos en Europa son reutilizados como insumos agrícolas agrícolas.
60

Ésta propuesta es avalada por Sr. JOSE OCEGUERA 2 (Com. Pers.), quien
expone que los lodos que se producen al final del proceso de tratamiento cumplen
con todos los requisitos normados por el estado para la reutilización en la
agricultura.
Debido al interés de reutilizar los derivados de la depuración de aguas
servidas en los agroecosistemas, se evaluó la capacidad que presentan para
dicho caso previo a un proceso de purificación, mediante digestión anaeróbica.
Para ello se estudió la concentración mineral de los macroelementos NPK del
efluente.
La composición mineral de la biomasa en el proceso tuvo un
comportamiento similar para los tres minerales evaluados, sin generar una
variación importante entre la concentración de ingreso y salida en el sistema.
El nitrógeno total (N) tendió a disminuir mientras la biodigestión se llevó a
cabo en los efluentes, por otro lado el NH4 disponible presentó un aumento lineal
leve en este período (Figura 20). La concentración de nitrógeno de los biosólidos
obtenida en proceso se presentó en un porcentaje del orden de 0,08 a 0,06 para el
N total y de 0,016 a 0,023 en forma de NH4. Por otra parte el potasio tuvo un
comportamiento diferente (Figura 21), ya que se produjo un pico en la mitad de la
experiencia aumentando levemente la concentración del elemento tanto para K
total como K2O, pero éste aumento se pierde cuando el proceso llega a su término
logrando concluir con un porcentaje de 0,0049 y 0,0041 para K y K2O
respectivamente. Por último el fósforo tanto en forma de P total como P2O5 están
en muy bajas concentraciones en el efluente (Figura 22), presentándose en
cantidades similares al componente evaluado anteriormente, además de presentar
el mismo aumento en la etapa media del proceso.
2 JOSE OCEGUERA. 20 agosto 2009. Entrevista informativa. Asesor y analista de tratamiento
Aguas del Valle. La Serena.
61

En la evolución de la concentración mineral expuesta en el párrafo anterior,
no se manifestaron diferencias estadísticas significativas entre la composición de
entrada de la biomasa y la salida como efluente tratado, esto se aplica a todos los
minerales estudiados N, P y K (F (Figura igura 20, 21 y 22), sin embargo para P y K el
aumento producido en la etapa media presentó diferencia estadística significativa,
pero pierde total importancia ya que no se mantuvo hasta la finalización de la
biodigestión.
Porcentaje (%)
0,1
0,09
0,08
0,07
0,06
0,05
0,04
0,03
0,02
0,01
0
EVOLUCIÓN DEL NITRÓGENO
EN EL EFLUENTE.
0,09
0,0168
0,0237 0,0225
Figura 20: Evolución olución del nitrógeno en el perí período de biodigestión.
0,08
0,06
1 2 3
Nº Mediciones
NH4 Disp.(%)
N. Total (%)
62

Figura 21: Evolución del potasio en el proceso de biodigestión.
0,018
0,016
0,014
0,012
0,01
0,008
0,006
0,004
0,002
0
EVOLUCIÓN DEL FÓSFORO
EN EL EFLUENTE.
0,00798
Porcentaje (%) Evolución del potasio en el proceso de biodigestión.
0,00348
0,0156
0,0068
0,00421
0,00184
1 2 3
Nº Mediciones
Figura 22: Evolución del fósforo en el proceso de biodigestión.
P Total.(%)
P2O5
Total.(%)
63

TAPIA y GONZÁLES (2005) en su trabajo presentaron los contenidos de los
principales nutrientes minerales en lodos producidos en las PTAS, encontrándose
concentraciones de nitrógeno que fluctuaban entre 1,6 y 2,3 %; 4 % de fósforo
expresado en P2O5 y un 0,5 % de potasio, expresado en K2O. Si bien éstos
resultados no presentan similitud a los obtenidos en las mediciones realizadas
para la elaboración de ésta tesis (ANEXO 2), hay que considerar que los procesos
para el tratamiento de los lodos discrepan en su totalidad. En primer lugar los
lodos analizados por TAPIA y GONZÁLES presentaban un contenido de humedad
del 30 %, es decir el 70 % de éstos correspondía a la materia seca, los cuales
fueron el resultado final del tratamiento en plantas depuradoras mediante el
método de lodos activados; en cambio los efluente trabajados en el actual ensayo
provenían directamente del sistema de recuperación de las aguas servidas, por lo
tanto presentaban una menor concentración de materia orgánica, la cual
corresponde solo a un 40 % de los lodos activos (Com. Pers. Sr. FRANCISCO
CERVA 3 ), por lo que la dilución mineral es significativamente mayor.
Por otra parte, no existió una variación estadísticamente significativa en la
conductividad eléctrica (CE), partiendo con una C.E. de 1,9 al inicio de la
biodigestión y terminando en el final del proceso con una C.E. de 2,1 dS/m (Figura
23). LABRADOR (2001), obtiene resultados similares, para el tratamiento de
compostaje aeróbico de estos residuos en donde la C.E. es de 2,04 dS/m.
El valor alcanzado desde el punto de vista agronómico corresponde a un
rango en el cual existen limitaciones leves para algunos cultivos, algunos ejemplos
de éstos corresponden a cítricos, nogal, manzano, entre otros, que a una C.E. 2 -
4 dS/m puede lograr una producción moderada. Por otra parte en el palto,
duraznero, nectarino, entre otros., una C.E. de esta magnitud puede causar
limitaciones las cuales llegan a ser de importancia económica, ya que la
3 FRANCISCO CERVA. 17 de noviembre 2009. Entrevista informativa. Jefe zonal Limarí-Choapa.
Aguas del Valle S.A. Ovalle.
64

producción se ve afectada de forma considerable (Centro de Información de
Recursos Naturales (CIREN), 1989 a; 1989 b).
C.E (dS/m)
Figura 23: Conductividad eléctrica expresada en dS/m, , para el período de
biodigestión.
2,50
2,00
1,50
1,00
0,50
0,00
El pH (Figura igura 24 24) no presentó variaciones relevantes durante el proceso, se
mantuvo cercano al neutro (pH 7) con gran estabilidad estabilidad, , no encontrándose
diferencias estadísticas significativas en éste parámetro. Estos valores obtenidos
están dentro del rango óptimo propuesto para el proceso de biodigestión por
ALCAYAGA et al (2000 2000) y RIQUELME (2009) en donde exponen, exponen que el potencial
de hidrógeno tiene efectos directos en la vida microbiana microbiana, , ya que las l bacterias
metanogénicas son
Condutividad eléctrica.
1,90
1,30
extremadamente sensibles al pH, , y requieren para su
desarrollo un pH óptimo que deben encontrar encontrarse se entre 7 a 7,2; inhibiéndose con
un valor de pH 6,6 y por último terminando por la muerte de éstas bajo los 6,2.
2,17
2,10
1 2 3 4
Mediciones
C.E (dS/m)
65

pH
7,20
7,15
7,10
7,05
7,00
6,95
6,90
6,85
6,80
6,75
7,00
Evolución del pH.
Figura 24: El pH y su comportamiento en los efluentes.
La densidad del líquido (Figura 25), ), fue igual o muy cercana a la densidad
del agua (1 g/cc), por lo tanto el efluente obtenido resulta atractivo ya que puede
ser aplicado mediante un sistema de fertirriego, presentando así una mayor
eficiencia y disminución de costos de aplicación, además algunos autores
proponen la posibilidad de la aplicación foliar de éste producto.
6,90
APARCAN y JANSEN (2008), en su trabajo separan los efluentes de la
biodigestión en biol (líquido), y biosol (sólidos), utilizando una decantación al final
del proceso del material sólido y recomendando posterio posteriormente rmente la aplicación del
biol por intermedio de los sistemas de fertirrigación para una mayor eficiencia. Por
otra parte debido a la presentación líquida y la densidad obtenida, COLQUE et al.
(2005) exponen la posibilidad de generar fertilizantes foliares mediante el método
de digestión anaeróbica, obteniendo do como producto del proceso de la
descomposición de los desechos orgánicos fitoreguladores, , que actúan como
bioestimulante oestimulante orgánico en pequeña pequeñas cantidades, capaz de promover el
6,93
7,13
1 2 3 4
Mediciones
66

crecimiento y desarrollo de las plantas. . Para lograrlo se deben adicionar al
efluente insumos como alfalfa picada, roca fosfórica, leche, pescados, pescado entre otros.
(g/cc)
1,02
1,015
1,01
1,005
0,995
0,99
Figura 25: Densidad del líquido en los biodigestores.
4.1.4.3 Concentración de metales pesados.
Los metales pesados no son una problemática para la reutilización de los
lodos según los s resultados obtenidos (Cuadro 77),
), ya que las concentraciones en
los efluentes ya digeridos están bajo a las exigida por la NCh 2880 (INN, 2004),
en la cual se indica que todas las clases de compost deben cumplir con las
concentraciones máximas indicadas en la Cuadro 88.
. Si bien en el mayor número
de los elementos analizados se obtuvi obtuvieron eron valores trazas, zinc y cobre
presentaron n una concentración mayor, aún cuando los rangos obtenido obtenidos obtenido no
sobrepasaron lo reglamentado.
1
Densidad del líquido.
1,01 1,01
AHUMADA et al. (2004), generaron resultados similares en sus su
investigaciones, , donde los biosólidos presentaron los mismos elementos en una
1,00
1,02
1 2 3 4
Mediciones
67

mayor concentración (Zn y Cu), sin transgredir la normativa en ninguno de los
casos; por otra parte fundamentan que aún con los valores obtenidos, la
acumulación en el suelo no deja de ser considerable ya que la aplicación
progresiva puede generar un aumento en las concentraciones de estos elementos.
Cuadro 7: Concentración de metales pesados del efluente en el período de
biodigestión.
Elemento
(Total)
Unidad Día 0 Día 60 Día 120
Arsénico mg/L < 0,01 < 0,01 < 0,01
Cadmio mg/L < 0,01 < 0,01 < 0,01
Cobre mg/L 3 2,93 2,67
Cromo mg/L < 0,01 < 0,01 < 0,01
Mercurio mg/L < 0,01 < 0,01 < 0,01
Níquel mg/L 0,9 0,8 0,83
Plomo mg/L < 0,01 < 0,01 < 0,01
Zinc mg/L 7 5,21 4,67
68

Cuadro 8: Concentración de metales pesados aceptados por NCh. 2880 para
cualquier tipo de compost.
Metales pesados
Arsénico 15
Cadmio 2
Cobre 100
Cromo 120
Mercurio 1
Níquel 20
Plomo 100
Zinc 200
Concentraciones máximas
en mg/kg de compost.
1) Concentraciones expresadas como contenidos
totales.
MENDOZA et al. (2004) reafirman, que la aplicación de lodos al suelo en
general, incrementa su contenido total de elementos, entre ellos metales pesados,
correlacionado positivamente con la dosis aplicada. En este estudio el incremento
de metales en el suelo en orden de importancia fue Zn>Cu, resultado similar en
relación a los valores obtenidos en los efluentes de esta tesis, ya que los metales
ya mencionados presentaron concentraciones en el mismo orden prioritario.
Los mismos autores además argumentan que la aplicación de una dosis
superior a la propuesta por la reglamentación nacional, produce un incremento en
la concentración foliar de Cu, Cd, Ni, Pb, Zn, ésto resultados fueron obtenidos en
un bioensayo de lechuga con aplicación de 6 veces la cantidad de lodos
especificados en la norma.
69

Los metales pesados presentes en los lodos contaminan el suelo y son
absorbidos por los cultivos en concentraciones tales que puedan ser nocivas para
la salud de quienes los consumen, además se puede integrar a la cadena trófica
(GREENBER et al., 1992).
Por lo tanto CONAMA (2009), además propone una mayor restricción a la
aplicación de los lodos, integrando también los tipos de suelos, su pH y las
concentraciones de metales pesados presentes en ellos (Cuadro 9), por lo que si
un suelo no cumple con las características mencionadas en éste cuadro no será
posible el tratamiento con lodos o sus derivados.
Cuadro 9: Contenidos máximos de metales en suelos antes de una aplicación de
lodos.
Metal
Fuente: CONAMA, 2000.
Contenido total en mg/kg de suelo
en base seca
Zona Centro-Norte Zona Sur
pH >6,5 pH

4.1.5 Propiedades mejoradoras de suelos de los efluentes.
Se evaluó la capacidad de mejorar el suelo mediante el cambio producido
en la retención de humedad al ser tratados con los lodos biodegradados, posterior
a un tiempo de reposo. La experiencia produjo modificaciones en la capacidad
volumétrica de retención de humedad por las partículas del suelo, las variaciones
obtenidas fueron de 48,5 a 56,0 % de retención para el suelo arcilloso y 39,25 a
41% para el arenoso respectivamente, sin embargo sólo para el primero el
tratamiento arrojó diferencias estadísticas significativas (Figura 26).
Los lodos obtenidos de las plantas de tratamiento de agua corresponden a
un material con un alto componente de materia orgánica. Es por esto que los
efectos de la aplicación de lodos urbanos son predominantemente físicos,
mientras que los efectos químicos y nutricionales dependerán de la composición,
tratamiento y método de aplicación, por lo tanto es esperable que los efectos
físicos sobre el suelo sean similares a los obtenidos con las aplicaciones de otros
tipos de materiales orgánicos, generando cambios en la estructura y en el sistema
poroso. La aplicación de lodos frescos y tratados genera en corto plazo un cambio
en la porosidad, además de un aumento de la microagregación de los suelos
(CUEVAS, 2006).
SEGUEL et al. (2003) también obtuvieron resultados similares al tratar
suelos in situ con bioabano obtenido de la biodigestión de estiércol de bovinos
más rastrojo de trigo, en un biodigestor tipo Batch. La aplicación de los efluentes
produjo un aumento en la macro y micro porosidad. Los suelos tratados
presentaron una mejor estructura y en término gravimétrico las aplicaciones de
MO promovieron un incremento de retención de agua, sin embargo los autores
concluyeron en su trabajo que el principal efecto de los residuos orgánicos
probablemente se encuentre en la mayor cantidad de macroporos, lo que
favorecería una mejor aireación e infiltración de agua.
71

MEDICIÓN DE RETENCIÓN DE HUMEDAD.
Figura 26: Evaluación de la retención de humedad para dos tipos de suelos con
aplicación de lodos biodegradados.
4.2 ESTIMACIÓN DE LA PRODUCCIÓN DE BIOGÁS.
4.2.1 Volumen de gas producido.
Se logró acumular biogás solamente en un de las repeticiones, en los otros
dos biodigestores se produjeron fugas del biogás por lo que los resultados se
descartan de los análisis (Figura 27).
72

El gasómetro en el que se obtuvo un óptimo funcionamiento, presentó el
total de su capacidad de acumulación a temperatura ambiente y presión
atmosférica, con dimensiones de 1,5 m de largo y un radio de 0,2 m (Cuadro 10),
acumulando un total de 0,188 m 3 de biogás.
a b
Figura 27: Diferencias volumétrica en la producción de biogás; a) Gasometros sin
biogás; b) Gasometro con capacidad total de biogás.
Cuadro 10: Cálculo de la producción de biogás por biodigestor.
FÓRMULA = π *r 2 *H
Π r 2 (m) H (m)
3,1416 0,04 1,5
Volumen Total 0,188 m 3
73

Al correlacionar el volumen de biomasa utilizada (180 L de efluente) y el
volumen del biogás generado (0.188 m 3 ) se obtuvo una producción superior a las
experiencias de autores anteriores. Porcentualmente arrojó del orden de 100 % de
productividad de la materia orgánica; respecto a este punto CHAMY (2009)
expresa que, hay un rendimiento de 550 m 3 por tonelada de lodo residual de las
PTA, lo que corresponde a un 50 % aproximado de biogás por volumen tratado
con un rendimiento de 60 % de CH4. Al compar ambos resultados se puede
cuestionar la pureza del biogás obtenido en la experiencia ya que no se tiene la
composición de éste. Además este fenómeno se puede explicar, si se toma en
cuenta que el tratamiento anaeróbico depende de poblaciones microbianas
complejas, que deben adaptarse a cambios en el medio que se desarrollan,
reajustando su composición; por lo tanto con tiempos de retención hidráulica
cortos, los microorganismos pueden no alcanzar a digerir la totalidad de las
materias presentes en los líquidos; y con tiempos de retención largos pueden
digerir la totalidad, hasta quedar luego sin alimentación (ALCAYAGA et al., 2000).
Hay que considerar que los resultados expuestos por CHAMY (2009),
fueron evaluados para un proceso continuo con tiempo de retención corto de 20 a
30 días, versus los 90 días en que transcurrió la etapa experimental de éste
trabajo, por lo tanto se puede inferir que debido a las características del proceso
los microorganismos pudieren haber presentado una mayor eficiencia de la
conversión de la biomasa. VILLEGAS (s.f.), argumenta además que mientras más
largo es el tiempo de retención dentro del biodigestor, más alto es el contenido de
metano, y el poder calorífico aumenta. Con tiempos de retención cortos el
contenido de metano puede disminuir hasta en un 50%.
74

4.2.2 Estimación del poder calorífico del biogás.
Al realizar el método formulado para esta etapa de la investigación, no se
consiguieron los resultados esperados, ya que el biogás no efectuó una
combustión continua, por lo que fue imposible lograr un aumento en las
temperaturas del fluido utilizado (Figura 28).
Esta problemática pudo ser causada, debido a que la presión obtenida por
el sistema no fue la necesaria para encender un mechero Bunsen; por otra parte el
biogás generado, puede no haber presentado la composición necesaria del gas
combustible (CH4). VILLEGAS (s.f.), expresa que se pierde la inflamabilidad de
biogás con un contenido de metano menor del 50%.
a b
Figura 28: Medición comparativa de la eficiencia del biogás; a) Medición del poder
calorífico del gas natural; b) Medición del poder calorífico biogás.
75

Si la evaluación de la capacidad calorífica del biogás fue imposible obtener
experimentalmente, KALUSS (2009b) expone que el poder calorífico para este
gas es del orden 4 a 6 KWh por m 3 aproximadamente, en cambio considerando
como referencia al gas natural, éste presenta alrededor de 12 KWh, dependiendo
de la pureza.
También SERVIAN et al. (2007), presentaron en el tratamiento de aguas
residuales, un biogás con una concentración promedio de 63 % de gas CH4 y
poder calorífico de 4600 kcal/m 3 a 6500 kcal/m 3 , argumentando que la
composición típica del biogás tiene una alta proporción de metano (CH4). Por lo
tanto, el biogás permite emplearse con cierta ventaja para reemplazar
combustibles tradicionales. En el trabajo de VILLEGAS (s/f) se presenta que el
biogás posee una temperatura de inflamación de alrededor de los 700ºC,
alcanzando los 870 ºC en la temperatura de la llama.
76

5. CONCLUSIONES.
El proceso de biodigestión logró disminuir la carga de coliformes fecales a
valores muy inferiores a los normados en donde se exige un mínimo de 1000
MNP, obteniendo en esta experiencia un densidad final del orden de 80-90 MNP
de coliformes.
Los efluentes, posterior al tratamiento anaeróbico no presentaron
características indeseables para la aplicación como abono orgánico tomando en
cuenta la normativa vigente, presentando un pH neutro, una conductividad
eléctrica de 2,1 dS/m y una densidad del liquido igual a 1 g/cc. Por otra parte la
concentración mineral fue baja alcanzando valores de 0,06; 0,0043 y 0,0049 para
NPK respectivamente.
La evaluación de la capacidad mejoradora de suelos de los efluentes arrojó,
en un suelo arcilloso un cambio en la retención de humedad desde un 48,5 a 56,0
% y en una textura arenosa de 39,25 a 41 %, siendo estadísticamente significativo
para la primera textura.
En la biodigestión se generó un volumen 0,188 m 3 sólo en una de las
repeticiones, presentando un rendimiento aproximado del 60 % en relación al
volumen de la biomasa utilizada en el proceso, lo que significa un bajo poder
energético del proceso.
La eficiencia energética que presenta el biogás no fue factible evaluar, ya
que no fue capaz de generar una combustión continua, por lo que se plantea como
inquietud para una próxima experiencia la evaluación de esta mediante el análisis
de la composición del gas resultante del proceso.
77

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88

ANEXOS
1

ANEXO 1: Análisis estadísticos spss 15.0;
ANOVA de un factor
Ph
C.E (dS/m)
M.O (%)
C. Orga.
(%)
N. Total (%)
Relación
C/N
Propiedades físicas y químicas del efluente.
Suma de
cuadrados
gl
Media
cuadrática
F Sig.
Inter-grupos 0,096 2 0,048 8,6 0,017
Intra-grupos 0,033 6 0,006
Total 0,129 8
Inter-grupos 1,396 2 0,698 15,7 0,004
Intra-grupos 0,267 6 0,044
Total 1,662 8
Inter-grupos 0,084 2 0,042 10,525 0,011
Intra-grupos 0,024 6 0,004
Total 0,108 8
Inter-grupos 0,025 2 0,012 12,4 0,007
Intra-grupos 0,006 6 0,001
Total 0,031 8
Inter-grupos 0,001 2 0,001 1 0,422
Intra-grupos 0,004 6 0,001
Total 0,006 8
Inter-grupos 136,82 2 68,41 2,792 0,139
Intra-grupos 147 6 24,5
Total 283,82 8
2

Continuación cuadro ANOVA.
NH4 Disp.
(%)
P Total.
(%)
P2O5
Total.
(%)
K Total.
(%)
K2O Total.
(%)
Suma de
cuadrados
gl
Media
cuadrática
F Sig.
Inter-grupos 0 2 0 1,58 0,281
Intra-grupos 0 6 0
Total 0 8
Inter-grupos 0 2 0 4,606 0,061
Intra-grupos 0 6 0
Total 0 8
Inter-grupos 0 2 0 4,788 0,057
Intra-grupos 0 6 0
Total 0 8
Inter-grupos 0 2 0 3,872 0,083
Intra-grupos 0 6 0
Total 0 8
Inter-grupos 0 2 0 3,895 0,082
Intra-grupos 0 6 0
Total 0 8
3

Continuación cuadro ANOVA.
Ác. Húmicos
(%)
Ác. Fúlvicos
(%)
Ex. Húm.
Totales
(%)
Densidad
(g/cc)
Suma de
cuadrados
gl
Media
cuadrática
F Sig.
Inter-grupos 0,009 2 0,005 5,903 0,038
Intra-grupos 0,005 6 0,001
Total 0,014 8
Inter-grupos 0,757 2 0,378 1,347 0,329
Intra-grupos 1,686 6 0,281
Total 2,442 8
Inter-grupos 0,042 2 0,021 23,444 0,001
Intra-grupos 0,005 6 0,001
Total 0,048 8
Inter-grupos 0 2 0 19 0,003
Intra-grupos 0 6 0
Total 0 8
4

Pruebas post hoc; Subconjuntos homogéneos.
Tratamiento
Duncan para variable pH.
N
Subconjunto para
alfa = .05
1 2 1
1 3 6,900
2 3 6,933
3 3 7,133
Sig. ,604 1,000
Se muestran las medias para los grupos en los subconjuntos homogéneos.
a. Usa el tamaño muestral de la media armónica = 3,000.
Duncan para variable C.E (dS/m)
Tratamiento
N
Subconjunto para
alfa = .05
1 2 1
1 3 1,300
3 3 2,100
2 3 2,167
Sig. 1,000 ,712
Se muestran las medias para los grupos en los subconjuntos homogéneos.
a. Usa el tamaño muestral de la media armónica = 3,000.
5

Duncan para variable M.O (%)
Tratamiento
N
Subconjunto para
alfa = .05
1 2 1
1 3 ,1500
2 3 ,3500
3 3 ,3600
Sig. 1,000 ,853
Se muestran las medias para los grupos en los subconjuntos homogéneos.
a. Usa el tamaño muestral de la media armónica = 3,000.
Duncan para variable C. Orgánico (%)
Tratamiento
N
Subconjunto para
alfa = .05
1 2 1
1 3 ,0900
2 3 ,1900
3 3 ,2100
Sig. 1,000 ,468
Se muestran las medias para los grupos en los subconjuntos homogéneos.
a. Usa el tamaño muestral de la media armónica = 3,000.
6

Duncan para variable N Total (%)
Tratamiento
N
Subconjunto
para alfa = .05
1 1
3 3 ,0600
2 3 ,0800
1 3 ,0900
Sig. ,228
Se muestran las medias para los grupos en los subconjuntos homogéneos.
a. Usa el tamaño muestral de la media armónica = 3,000.
Duncan para variable relación C/N
Tratamiento
N
Subconjunto
para alfa = .05
1 1
1 3 3,00
2 3 8,60
3 3 12,50
Sig. ,064
Se muestran las medias para los grupos en los subconjuntos homogéneos.
a. Usa el tamaño muestral de la media armónica = 3,000.
7

Duncan para variable NH4 Disp. (%)
Tratamiento
N
Subconjunto
para alfa = .05
1 1
1 3 ,016800
3 3 ,022500
2 3 ,023700
Sig. ,159
Se muestran las medias para los grupos en los subconjuntos homogéneos.
a. Usa el tamaño muestral de la media armónica = 3,000.
Tratamiento
Duncan para variable P Total. (%)
N
Subconjunto para alfa
= .05
1 2 1
3 3 ,0018400
1 3 ,0034800 ,0034800
2 3 ,0068000
Sig. ,363 ,093
Se muestran las medias para los grupos en los subconjuntos homogéneos.
a. Usa el tamaño muestral de la media armónica = 3,000.
8

Duncan para variable P2O5 Total.(%)
Tratamiento
N
Subconjunto para alfa
= .05
1 2 1
3 3 ,0042100
1 3 ,0079800 ,0079800
2 3 ,0156000
Sig. ,354 ,088
Se muestran las medias para los grupos en los subconjuntos homogéneos.
a. Usa el tamaño muestral de la media armónica = 3,000.
Duncan para variable K Total (%)
Tratamiento
N
Subconjunto para
alfa = .05
1 2 1
1 3 ,003600
3 3 ,004100 ,004100
2 3 ,004880
Sig. ,322 ,143
Se muestran las medias para los grupos en los subconjuntos homogéneos.
a. Usa el tamaño muestral de la media armónica = 3,000.
9

Tratamiento
Duncan para variable K2O Total (%)
N
Subconjunto para alfa =
.05
1 2 1
1 3 ,0043200
3 3 ,0049200 ,0049200
2 3 ,0059000
Sig. ,334 ,137
Se muestran las medias para los grupos en los subconjuntos homogéneos.
a. Usa el tamaño muestral de la media armónica = 3,000.
Duncan para variable Ác. Húmicos (%)
Tratamiento
N
Subconjunto para
alfa = .05
1 2 1
1 3 ,1200
2 3 ,1250
3 3 ,1900
Sig. ,833 1,000
Se muestran las medias para los grupos en los subconjuntos homogéneos.
a. Usa el tamaño muestral de la media armónica = 3,000.
10

Duncan para variable Ác. Fúlvicos (%)
Tratamiento
N
Subconjunto
para alfa = .05
1 1
1 3 ,1200
2 3 ,1300
3 3 ,7400
Sig. ,215
Se muestran las medias para los grupos en los subconjuntos homogéneos.
a. Usa el tamaño muestral de la media armónica = 3,000.
Duncan para variable Ex. Húm. Totales (%)
Tratamiento
N
Subconjunto para
alfa = .05
1 2 1
1 3 ,2400
2 3 ,2500
3 3 ,3900
Sig. ,697 1,000
Se muestran las medias para los grupos en los subconjuntos homogéneos.
a. Usa el tamaño muestral de la media armónica = 3,000.
11

Duncan para variable Densidad. (g/cc)
Tratamiento
N
Subconjunto para
alfa = .05
1 2 3 1
2 3 1,0000
1 3 1,0100
3 3 1,0167
Sig. 1,000 1,000 1,000
Se muestran las medias para los grupos en los subconjuntos homogéneos.
a. Usa el tamaño muestral de la media armónica = 3,000.
12

ANOVA de un factor
Análisis biológico (Coliformes Fecales).
Suma de
cuadrados
Inter-grupos 5142027,778 5
NMP Intra-grupos 1269733,333 12
gl
Total 6411761,111 17
Pruebas post hoc.; Subconjuntos homogéneos.
TRATAMIE
NTO
Duncan para variable NMP.
N
Día 75 3 83,33
Día 60 3 200,00
Media
cuadrática
1028405,5
56
105811,11
Subconjunto para alfa = .05
1
2 3 1
Día 45 3 560,00 560,00
Día 30 3 1000,00 1000,00
Día 15 3 1133,33 1133,33
Día 0 3 1600,00
Sig. ,113 ,062 ,052
F Sig.
9,719 ,001
Se muestran las medias para los grupos en los subconjuntos homogéneos.
a. Usa el tamaño muestral de la media armónica = 3,000.
13

ANOVA de un factor,
Análisis porcentaje de retención de humedad.
Suma de
cuadrados
gl
Media
cuadrática
F Sig.
% Inter-grupos 706,688 3 235,563 64,611 ,000
Retención Intra-grupos 43,750 12 3,646
humedad Total 750,438 15
Pruebas post hoc; Subconjuntos homogéneos.
Duncan para variable % retención de humedad.
Tratamiento N Subconjunto para alfa = .05
Arenoso sin lodo 4 39,25
Arenoso con lodo 4 41,00
1 2 3 1
Arcilloso sin lodo 4 48,50
Arcilloso con lodo 4 56,00
Sig. ,219 1,000 1,000
Se muestran las medias para los grupos en los subconjuntos homogéneos.
a. Usa el tamaño muestral de la media armónica = 4,000.
14

ANEXO 2: Análisis de los efluentes laboratorio AGROLAB.
Análisis de los lodos puros extraídos de la planta de tratamiento.
15

Análisis del efluente diluido a la entrada del biodigestor.
16

Análisis para los tres biodigestores transcurrido 45 días de biodigestión.
17

Análisis biodigestor número1, al final de la experiencia.
18

Análisis biodigestor número 2, al final de la experiencia.
19

Análisis biodigestor número 3, al final de la experiencia.
20