Efluentes Ganaderos (página 2)

Como regla general se sugiere disponer de 1 ha a fertilizar cada 20 a 25 animales en el feedlot, en sistemas de secano. En áreas bajo riego, con cultivos de mayor intensidad, se utiliza una relación de 1 ha por cada 10 a 15 animales.

Al igual que el planteo de uso de líquidos, los cultivos producidos en el área fertilizada deben ser cosechados y extraídos del predio. El pastoreo directo extrae a una tasa muy lenta, no compatible con un planteo de fertilizaciones recurrentes. podría ser más seguro disponer de una superficie mayor y tener así mayor flexibilidad n la forma de cosecha del forraje.

Un sistema extensivo solo acepta volúmenes de estiércol fresco mucho menores a los generados en los sistemas ganaderos intensivos, por ejemplo aplicaciones de 8 a 15 toneladas de excreta (en base seca) provee suficiente nitrógeno para la mayoría de los cultivos en secano y retrasa o evita la salinización. Aplicaciones de 22 toneladas de excremento por hectárea, con 35 a 50% de humedad, proveen la base nutricional de maíz, sorgo o trigo bajo riego (Mathers y Stewart, 1984).

El exceso de estiércol resulta en lixiviación y movimiento superficial de nutrientes e incrementa el riesgo de salinización. Niveles de 70 a 100 toneladas por hectárea han permitido producciones sin limitantes nutricionales en varios cultivos de sorgo y maíz, pero cantidades superiores han deprimido los rendimientos, provocado salinización, daño a la producción y contaminación por lixiviación (Stewart y Meek, 1977).

Debe tenerse en cuenta en los cálculos la disponibilidad de los nutrientes aportados por el abono. Los nutrientes estarán accesibles para los cultivos cuando la materia orgánica aplicada al suelo sea degradada y los nutrientes sean liberados en formas solubles. Asimismo, el nitrógeno es el elemento de mayor movilidad, se volatiliza, lixivia o escurre y pierde en el agua de superficie si no se lo captura en biomasa vegetal.

En cuanto al potasio aportado, altas cargas de potasio en el agua son raramente un problema en las áreas de riego por la alta capacidad de los suelos de adsorberlo (CIC).

El estiércol aporta también cantidades importantes de fósforo. Este elemento es el menos móvil, poco susceptible a la lixiviación pero puede incrementar su tasa de migración cuando el suelo excede las posibilidades de absorción y retención del nutriente. Las fertilizaciones recurrentes con excreta incrementan el nivel de fósforo del suelo. Existe riesgo de sobrecarga de fósforo, particularmente en suelos con limitada capacidad de retención hídrica.

Por otro lado, es factible que se pueda dar una mejora de la estructura edáfica (mayor capacidad de retencion de nutrientes y agua) debido a los aportes de estiércol al suelo, pero tal efecto no se detectará hasta pasados 4 o más ciclos o años (Mathers y Stewart, 1981; Sweeten y Mathers, 1985).

Se debería evitar aplicar efluentes líquidos o estiércol en áreas de alta recarga de acuíferos ni sobre suelos salinos (Mathers y Stewart, 1984; Paine,1973; Lehman y Clarck, 1975).

Por último, se debería evitar lotes para fertilización con estiércol que se encuentren muy próximos a sectores poblados o de recreación. El estiércol recientemente distribuido genera olores que pueden resultar muy molestos a las personas si la incidencia por proximidad o magnitud es alta (NSW Agriculture, 1998).

Por lo expuesto, tanto el uso excesivo de estiércol como su acumulación evidencian en los sistemas ganaderos intensivos un incremento de:

a) Emisiones de Amoníaco: antes y durante el almacenamiento y durante la aplicación a los campos.

b) Emisión de NO2: éste se forma como un producto secundario del proceso de desnitrificación.

c) Emisión de metano: formado durante la descomposición del estiércol bajo condiciones anaeróbicas.

d) Escorrentía del estiércol y de sus componentes hacia el agua superficial: contribuyendo a la polución acuática.

e) Lavado de nitratos y fósforo al agua subterránea: contribuyendo a la contaminación de aguas subterráneas.

f) Contaminación microbiológica de napas subterráneas

g) El impacto de productos veterinarios sobre la degradación del estiércol en pastizales y pasturas implantadas.

h) El impacto sobre proliferación de enfermedades infecciosas en el ganado

i) El impacto sobre la proliferación de enfermedades infecciosas en la población

Las fuentes de agua son especialmente vulnerables a la contaminación presentando el problema de la eutrofización, que se produce cuando el agua se enriquece de modo artificial

con nutrientes, lo que produce un crecimiento anormal de las plantas.

El proceso de eutrofización puede ocasionar problemas estéticos, como mal sabor y olor, y un cúmulo de algas o verdín desagradable a la vista, así como un crecimiento denso de las plantas con raíces, el agotamiento del oxígeno en las aguas más profundas y la acumulación de sedimentos en el fondo de los lagos, así como otros cambios químicos, tales como la precipitación del carbonato de calcio en las aguas duras

Si no se cuenta con una alternativa de uso eficiente de los desechos orgánicos se convierte en un problema, ya que, por sus características orgánicas en un periodo de tiempo corto inicia su proceso de descomposición y el potencial de contaminación de fuentes de agua es inminente (IICA, 2004).

Una proporción considerable de la contaminación del agua se debe a la liberación de compuestos no biodegradables, que por persistir por mucho tiempo en el medio son altamente contaminantes.

Además, en zonas de países industrializados donde se practica la ganadería intensiva, el amoníaco es una de las causas principales de la muerte de los bosques (GTZ, 1989).

En los feedlots comunes, a cielo abierto y piso de tierra compactada, se remueven las excretas sólidas una o dos veces al año. Desde producido hasta su recolección, se produce una evaporación significativa del material fecal, alcanzándose valores de 70 a 80% de materia seca en la mayoría de los feedlots de climas subhúmedos y secos. Se remueve aproximadamente 1 tonelada por animal y por año -estimación grosera y muy afectada por el tipo de animal, la dieta, el clima y la frecuencia de limpieza-. Con el desecado y el pisoteo de los animales, el material pierde volumen, se concentra y densifica incrementándose su peso específico (Amosson et al, 1999; ASAE, 1988). Cuanto mayor es el período de permanencia de los excrementos en los corrales, mayores son las pérdidas de elementos móviles como el nitrógeno y el potasio y menor es el valor fertilizante de este material (Elliott et al., 1972).

Paralelamente, con la mayor permanencia promedio de las excretas en el corral se incrementan las emisiones de potenciales contaminantes del aire, del suelo y el agua. Aproximadamente la mitad del nitrógeno y 2/3 del potasio contenido en los excrementos se encuentra en la fracción líquida.

El fósforo excretado se encuentra casi en su totalidad en la excreta sólida. En ese contexto, la pérdida de los líquidos reduce el valor del excremento y expone el sitio a la contaminación.

En la medida en que la carga animal de los corrales se incrementa, aumenta la producción de heces por corral, y la necesidad de limpiezas más frecuentes, por lo que aumenta la cantidad de material removido por animal, aunque es de menor peso específico (Amosson et al., 1999; Lott, 1994 a).

Acumulación de estiércol

La mayor acumulación de estiércol ocurre en los sectores adyacentes a los comederos. En esas áreas, también el contenido de humedad es mayor. El ritmo de producción es mayor al de secado. En años lluviosos, y especialmente en instalaciones con problemas de escurrimiento o drenajes, las limpiezas periódicas en el área anexa a los comederos reducen problemas de anegamiento, suciedad y expresión de afecciones de las patas y enfermedades (NSW Agriculture, 1998). El otro sector de alta concentración de heces es el contiguo a los bebederos. Se le suman aportes de agua por orina. Es un sector donde los animales frecuentemente orinan. También se aportan agua los rebalses por desperfectos o salpicado desde los mismos bebederos que los animales producen. Las limpiezas frecuentes reducen las acumulaciones de material fecal húmedo y problemas posteriores. Debajo de los alambrados o cerco del corral ocurren también acumulaciones importantes de material fecal. Esa acumulación opera de embalse de aguas obstruyendo el movimiento de la escorrentía en el momento de lluvias y se produce el enlagunado de los corrales. Ese encharcado reduce el área de corrales, favorece el ablandamiento del piso, la infiltración y la erosión del suelo. Si persiste por mucho tiempo se ofrece un medio propicio para el desarrollo de bacterias, hongos e insectos (moscas, mosquitos, etc.), la producción de olores de fermentación y putrefacción y el desarrollo de enfermedades de las patas. El área de contacto entre el borde del guardapolvos o vereda de cemento o suelo- cementado y el piso de tierra del corral suele ser otro espacio de erosión y acumulación e heces y agua. Es conveniente vigilar este sector permanentemente. En caso de un deterioro visible es necesario aportarle material de tierra y piedra o tosca y compactarlo bien, de lo contrario los animales lo remueven rápidamente. Finalmente, en el sector de sombras, especialmente en las sombras dispuestas de este a oeste, se generan áreas de sombra permanente. En esos sectores se concentran los animales y la producción de heces es mayor que en otros. Puede ocurrir una acumulación importante de estiércol que será necesario remover o dispersar con mayor frecuencia que en el resto del corral.

Impacto ambiental en el corral.

Algunos feedlots, especialmente en lugares sin pendientes, utilizan como alternativa para incorporar pendientes y compactar el estiércol el amontonado del mismo un sector del corral. El estiércol se amontona, compacta y aloma dándole formas redondeadas de fácil acceso para los animales. En esa loma continúa la descomposición del material y el secado por evaporación. La acción microbiana aeróbica y la evaporación del agua reducen al 50% la cantidad de material en el tiempo. En su parte exterior, la loma permanece seca y los animales se suben a ella para echarse o alcanzar un lugar drenado y más seco durante una lluvia.

Esas lomas sirven para reducir el espesor del manto de excretas en el corral y la remoción de material acumulado en lugares críticos del mismo (cercos, comederos, bebederos y sombra), favorecer el drenaje y promover el secado rápido del piso. Por la preferencia por lugares altos que los animales demuestran, también sirve de dispersor de los animales en el corral.

El empleo de estas lomas reduce la necesidad de limpieza de los corrales. Al menos, es factible espaciar las limpiezas a períodos de dos o tres años, o cuando se hace necesario reducir el tamaño de la loma en el corral. Permite también reducir los costos de remoción, particularmente si se contrata el servicio. Para que la loma de material fecal cumpla su función deber ser confeccionada con prolijidad, en dimensiones adecuadas para no ocupar una superficie importante del corral o ubicarse en sectores donde se impida el drenaje rápido del corral. Debe ser bien compactada y mantenerse seca. Si no se logra estabilizar, los animales la dispersarán rápidamente y los efectos ser contraproducentes por la distribución de material suelto que se producirá en todo el corral, exponiendo al encharcamiento, a la retención de agua luego de una lluvia y al movimiento masal de la excreta y la formación de un barro fétido.

En el caso de remover lomas por su altura o tamaño, debería compactarse el área removida nuevamente y evitar que sea un sector donde los animales puedan trabajar con sus patas o cabezas aflojando el resto. Iniciada la remoción de una loma se debería remover su totalidad. Si se optara por utilizar la misma para renivelar el piso o darle pendiente, debería mezclarse con suelo adicional de buena capacidad de compactación y compactarse enérgicamente. Aunque el uso de las lomas en corrales ha sido frecuente en los feedlots del hemisferio norte, no se recomienda diseñar corrales pensando en loma de estiércol como estrategia de manejo de las excretas y del drenaje. Son preferibles a corrales anegados o encharcados y con material fecal distribuido por todo el corral sin secar ni compactar. Pero deberían ser sólo una solución para diseños pobres, evitables en lo posible. La retención del estiércol en los corrales por varios ciclos de engorde (años) reduce el valor fertilizante de ese material (u otros posibles usos), mantiene una alta carga de excretas en los corrales con lo que se incrementan las emisiones contaminantes de aire, agua y suelo, en especial si coinciden lluvias extraordinarias y períodos fríos, de baja evaporación, y se incrementa el riesgo de deterioro de patas y enfermedades infecciosas.

Entre las formas de contaminación, el olor indeseable es la manifestación de más corto plazo. La producción de ácidos grasos volátiles, aldehídos, alcoholes, sulfuros de hidrógeno y amonio, en procesos fermentativos ocurridos en el material fecal, se incrementa con la cantidad si la pérdida de humedad no es rápida. Retirado el estiércol de corral, su destino es la aplicación directa como fertilizante en un cultivo, el apilado y producción de compost para su uso posterior como abono o en generación de sub-productos.

Impacto sobre la salinización edáfica

Si la cantidad de material acumulado excede los 15 o 20 cm de altura y ocurren lluvias, puede comenzar un flujo masal de la excreta (movimientos similares a los de la lava volcánica) que ensucia todo a su paso, congestiona drenes y compromete el acceso a las calles y corrales. La falta de compactación e impermeabilización de los suelos es el principal motivo de infiltración y contaminación de freáticas (Mielke et al, 1976; Barrington y Jutras, 1983; Elliott et. al, 1972). Estudios en California (Algeo et al., 1972 determinaron niveles de nitratos de 60 a 180 ppm. a 50 cm de profundidad.

En Nebraska, Schuman y McCalla (1975) determinaron niveles de 7,5 ppm en los primeros 10 cm de suelo y menos de 1 ppm a los 20 cm. En el mismo estudio, los niveles de amoníaco fueron de 35 ppm en los primeros 5 cm de profundidad y de 2 ppm a los 10 cm. Dantzman et al. (1983) reportaron similares efectos sobre el contenido de sales en suelos arenosos de Florida. En los primeros 25 a 30 cm el contenido de materia orgánica alcanzó 15% y el de sales totales a 4000 ppm. en 10 a 15 años de feedlot permanente.

Impacto sobre las napas de agua

El impacto polutivo en napas de agua originado de efluentes ganaderos mal manejado supera la escala del establecimiento afectado, llegando a una escala regional que afecta a toda la comunidad.

La escala local generalmente se extenderá desde alrededor de 0,1 a 1-5 km. Dentro de esta escala, se deberá considerar la ubicación de la zona de descarga, ensenadas, variaciones de profundidad y usos de agua en la región.

La escala regional extendida desde una distancia de alrededor de 1-5 a 10-50 km es de importancia pues las concentraciones residuales pueden persistir hasta la entrada de otra fuente aguas abajo y ser aditivas a la descarga de esa fuente. La concentración entonces puede alcanzar un valor máximo a una distancia aguas abajo de la descarga que se encuentra aguas arriba. Finalmente, se puede considerar la escala a nivel global de cuenca (por ejemplo en una región concentradora de tambos). En ella los aportes provienen de una variedad de fuentes de toda la cuenca y el impacto de tales fuentes se extiende a puntos de uso del agua en localidades lejanas. La escala de cuenca puede ser del orden de más de 50 km. La complejidad del problema generalmente se incrementa a medida que se aumenta la escala de espacio dado que se deben considerar las fuentes, la hidrología y los usos del agua adicionales.

Escalas espaciales local, regional y de cuenca que pueden ser consideradas en evaluaciones de contaminación de efluentes ganaderos (adaptado de CEPIS 1988)

Respuesta de las descargas dispersas de contaminantes de una cuenca a la influencia de la hidrología y el uso de la tierra(adaptado de CEPIS 1988)

CAPÍTULO II

AUDITORÍA DE LOS RESIDUOS

INTRODUCCIÓN

La auditoria ambiental constituye una de las herramientas que se utiliza para identificar las áreas ambientalmente críticas de un proceso, al mismo tiempo permite formular aquellas soluciones tecnológicas y de gestión que sean apropiadas para proteger el medio ambiente mediante un mejor control de las prácticas ambientales, incluyendo los requerimientos legales.

La auditoria de residuos permite identificar y cuantificar las diferentes líneas residuales, evaluar las prácticas y procedimientos para su manejo y control, para buscar opciones que permitan reducir su generación (Zaror, 1998).

La problemática asociada a la gestión de los residuos orgánicos de origen ganadero se debe, básicamente, a la separación progresiva de la explotación ganadera y la agrícola, de forma que la mayoría de las explotaciones no poseen una base territorial suficiente para reutilizar los residuos ganaderos.

Los residuos generados en la industria ganadera, se puede describir según el estado en que se encuentren, dentro de los residuos sólidos se encuentran los animales muertos, la bosta directa generada en pastoreo, las camas calientes usadas en estabulación o "deep beeding", los envases de insumos veterinarios y pesticidas, alambres de enfardo, polietileno de silos; dentro de los residuos líquidos están los purines, que se originan a partir de la dilución de los excrementos y la orina, que al descomponerse generan gases como bencenos, sulfatos, sustancias amoniacales, sulfhídricas y son el principal residuo generado por las empresas productoras de leche.

CARACTERIZACIÓN DE LOS PURINES

En esencia los Purines son excrementos de animales diluidos en agua. Los excrementos se

barren, se recogen o se arrastran con agua para almacenarlos en grandes balsas o depósitos donde se guardan hasta que son usados, o bien hasta que su limitada capacidad de almacenamiento hace indispensable vaciarlos (Simpson, 1986).

Tradicionalmente han tenido un valor importante como fertilizante agrícola. Sin embargo

esta utilización implica la necesidad de equilibrio entre la producción de purines y la

disponibilidad de terreno agrícola con cultivos adecuados.

COMPOSICIÓN DEL PURÍN

Los purines tienen mayores porcentajes de potasio y nitrógeno y en menores valores a calcio, fósforo y magnesio, sin embargo la composición del purín es muy variable, ya que depende de muchos factores que están directamente relacionados con la cantidad de estiércol producido y de su composición. Estos factores son la clase y edad del animal, el tipo y cantidad de alimento consumido, el volumen de agua, el trabajo efectuado por el animal, entre otros (Millar, et al 1975).

Factores que influyen en la cantidad y composición del estiércol.(Fuente: RESA, 2000).

El purín contiene valiosos nutrientes, que es posible proporcionar a las plantas cuando es incorporado al suelo. Los principales elementos que definen al purín son: DBO5, Nitrógeno (N), Fósforo (P) y Potasio (K) (Thomson & Troeh ,1998).

Del total de nutrientes contenidos en los purines, hay una fracción que es asimilable inmediatamente por las plantas, y otra que debe sufrir una descomposición para llegar a ser disponible en forma inorgánica. El nitrógeno de los purines existe en formas de nitrógeno orgánico, amoniacal, como nitritos y nitratos.

USO Y APLICACIÓN DE LOS PURINES

Los grandes volúmenes de purines diluidos (estiércol + orina + agua) pueden ser reutilizados dentro del predio como fuentes de nitrógeno (N), fósforo (P), potasio (K) y agua, para la fertilización de los cultivos y praderas (Pedraza,2002). Los purines son potencialmente adecuados para ser utilizados principalmente en cultivos para ensilajes, como maíz, cebada, forrajeras, etc., dado que son cultivos que realizan una gran extracción de nutrientes y es necesario compensarlo a través de la fertilización o aplicación

de purines (Dumont, 1998). La tasa de liberación de estos nutrientes es función de la temperatura del suelo y el grado de humedad edáfica adecuadas para la descomposición microbiana ( Thompson & Troeh, 1998). Por ello su aplicación al suelo es más efectiva en épocas calurosas y sobre cultivos exigentes de nitrógeno y potasio.

Nitrógeno en purines

En los purines, el nitrógeno puede estar presente en múltiples formas, y son numerosas

las transformaciones que puede sufrir en los procesos de tratamiento. Estas transformaciones permiten convertir el nitrógeno amoniacal en otros productos fácilmente separables del purín residual.

Los dos mecanismos principales que intervienen en este proceso son la asimilación y la nitrificación – desnitrificación. La microflora presente en los procesos de tratamiento tenderán a asimilar el nitrógeno amoniacal y a incorporarlo a su masa celular. Una parte del nitrógeno amoniacal retornara al agua residual con la lisis y muerte de las células. En el proceso de nitrificación – desnitrificación, la eliminación de nitrógeno se consigue con dos etapas de conversión. En la primera, la nitrificación, se reduce la demanda de oxígeno del amoniaco mediante su conversión a nitrato. No obstante, en este paso, el nitrógeno apenas ha cambiado de forma y no se ha eliminado. En el segundo paso, la desnitrificación, el nitrato se convierte en producto gaseoso que es eliminado (Metcalf y Eddy, 1998).

Ciclo del Nitrógeno. (Fuente: Metcalf y Eddy, 1998)

Fósforo en purines

El fósforo del purín proporciona una disponibilidad de este elemento mayor que el proveniente de fertilizantes minerales, pero gran parte del valor del estiércol se pierde rápidamente por descomposición y lavado, por ello es necesario aprovechar en gran medida la cantidad de nutrientes que posee como un subproducto utilizado en la agricultura

CLASIFICACIÓN DE LOS PROCESOS DE TRATAMIENTO DE PURINES

Como el contenido mayoritario en términos volumétricos de los purines es agua, la separación del agua depurada y productos reutilizables como abono podría considerarse como un primer tratamiento de los purines.

Sin embargo, a pesar de esta separación, la reutilización sostenible de los productos obtenidos (si estos son abonos) exige de procesos biológicos de depuración que equilibren comporten la conversión de los compuestos de los purines esencialmente la conversión de sus compuestos nitrogenados en nitrógeno atmosférico y que por tanto eliminen el principal nutriente de los purines.

Los tratamientos completos se pueden realizar con o sin la utilización de procesos térmicos que justifiquen la incorporación de una planta de cogeneración.

Otro tipo de tratamiento completo es el compostaje. Se trata de añadir purines a otros sustratos (residuos orgánicos) para obtener un abono a través de un proceso de fermentación aerobia: compostaje. Como en el primer caso el tratamiento no reduce la base territorial precisa para la utilización del abono obtenido.

En adición a los tratamientos completos los tratamientos parciales comienzan a ganar importancia. Reducir los nutrientes de los purines permite su aplicación en una base territorial menor: son necesarios menos cultivos para soportar la misma explotación ganadera.

Finalmente pueden considerarse procesos de acondicionamiento de los purines, con o sin aprovechamiento energético, para facilitar y mejorar su aplicación y reducir sus molestias.

De acuerdo con estos objetivos o productos finales deseados los procesos de tratamiento de purines existentes se pueden agrupar dentro de la siguiente clasificación:

• Procesos con cogeneración asociada: Procesos de tratamiento de purines en los que se incorpora un sistema de cogeneración de energía eléctrica y energía térmica. La energía térmica permite hacer la deshidratación del purín obteniendo un producto seco. La energía eléctrica permite cubrir las necesidades de la planta y la venta de los excedentes al sistema eléctrico acogiéndose a los beneficios de la producción de energía eléctrica en régimen especial.

• Procesos de depuración completos: Procesos multietapa compuestos de tratamientos físico-químicos, y/o biológicos que conducen a la separación de agua depurada y fangos compostables o productos nutrientes. Pueden ser exclusivamente biológicos o mixtos.

• Procesos de compostaje: Este tipo de proceso consiste en la aplicación de compost al purín íntegro (fase sólida más fase líquida) sin previo proceso de separación.

• Procesos de depuración parcial: Procesos que tienen por objetivo reducir la carga de nutrientes de los purines para alcanzar niveles que faciliten su aplicación de acuerdo con las "buenas prácticas agrarias" a una base territorial de cultivos más reducida o que permitan su aplicación a un "filtro verde". Pueden ser exclusivamente biológicos o mixtos.

• Procesos de acondicionamiento: Proceso que tiene por objetivo hacer un acondicionamiento y una desodorización del purín para su reutilización como fertilizante agrícola.

OPERACIONES UNITARIAS APLICADAS EN EL TRATAMIENTO DE PURINES

Se encuantran múltiples técnicas de tratamientos de purines, las cuales se agrupan en las tres figuras venideras. Los procesos de tratamiento de purines se dividen en operaciones de pretratamiento , tratamiento y postratamiento. Un análisis de factibilidad de aplicación de estos tratamientos en el sistema ganadero Argentino arroja una conclusión de que las operaciones mas adecuadas serían:

Operaciones de pretratamiento:Considerando los altos volúmenes de generación de estiércol en el sistema productivo Argentino, solo sería aplicable la separación líquido / sólido.

Operaciones de tratamiento:Los mas plausibles de implementar son sin duda los tratamientos biológicos, tanto aerobios como anaerobios.

Operaciones de post-tratamiento:El lagunaje aparece como el mas adecuado de utilizar.

Operaciones unitarias aplicadas en la fase de pretratamiento en los procesos de tratamiento de purines (adaptado de Generalitat de Catalunya, 1996).

Operaciones unitarias aplicadas en la fase de tratamiento en los procesos de tratamiento de purines (adaptado de Generalitat de Catalunya, 1996).

Operaciones unitarias aplicadas a la fase de postratamiento en los procesos de tratamiento de purines (adaptado de Generalitat de Catalunya, 1996).

PROBLEMAS MEDIOAMBIENTALES Y SANITARIOS ASOCIADO AL MAL MANEJO DE LOS PURINES

Dumontt (2000), señala que el mal manejo de purines es actualmente uno de los procesos de la actividad agropecuaria que provoca mayor deterioro ambiental. Los purines por sus características físicas, químicas y biológicas, son potencialmente contaminantes afectando a los cursos de agua subterránea o superficial, aire y suelo; provocando turbidez, sedimentación, aumento de concentraciones de nutrientes, demanda biológica de oxigeno (DBO) y crecimiento excesivo de algas (Gutiérrez y Jara, 2003).

El aporte de residuos orgánicos sin compostar produce un incremento de nitrógeno en los suelos que lo reciben, este nitrógeno si se esparce en el campo sin haberse transformado anteriormente, sufre un proceso de mineralización bastante lento, por lo que solo una parte va ha ser utilizable de manera inmediata y el resto al cabo de bastante tiempo (puede llegar a superar el año). De esta manera no todo el nitrógeno aportado a los suelos es extraíble por los cultivos, ya que importantes cantidades quedan en los suelos, y en ciertos estas casos pueden infiltrarse o quedar en los suelos para su posterior nitrificación.

Posibles pérdidas de nutrientes del estiércol entre la excreción y la absorción por los cultivos .Fuente: rediagramado a partir de Brandjes et al., 1996.

El nitrógeno es el elemento más dinámicos, debido a su rápida transformación química y bioquímica en el suelo en función de la temperatura y el oxigeno que promueven reacciones oxidativas. La contaminación por nitratos se produce primero por su acumulación en el suelo, y a posterior, por lixiviación alcanza las aguas subterráneas pudiendo causar daños al medio ambiente y a la salud del hombre (Urquiaga & Zapata, 2000). Altas concentraciones de nitratos en aguas de bebida, ocasionan la enfermedad conocida como niños azules, llamada así por manifestarse con mayor frecuencia en niños de corta edad, generalmente en menores de 6 meses, ya que no han desarrollado completamente su tracto digestivo. Debido a esta enfermedad la hemoglobina de la sangre disminuye debido al aumento de la metahemoglobina, lo que causa disturbios en el trasporte de oxigeno por la sangre (Urquiaga y Zapata, 2000).

Otra problemática de los purines centra en una serie de fermentaciones anaeróbicas con desprendimiento de gases tóxicos y olores desagradables, lo que da lugar a problemas sanitarios y de contaminación en el exterior.

De los gases desprendidos por el estiércol fluido, algunos son más ligeros que el aire y se evacuan mediante una buena ventilación, mientras que otros son más pesados y quedan sobre la masa semifluida del canal, pudiendo ocasionar trastornos a los animales que permanecen acostados. La concentración de gases tóxicos es muy alta cuando se remueve el estiércol fluido. Un defecto muy frecuente en los alojamientos de ganado es la deficiente ventilación.

Contaminación provocada por los excedentes de purines

En tiempos de frío, el productor ganadero tiende a cerrar las ventanas y salidas de aire (Fuentes, 1992); a consecuencia de la deficiente ventilación, la atmósfera se satura de humedad y de gases tóxicos, que favorecen el desarrollo de las infecciones respiratorias. A su vez, las formas gaseosas de nitrógeno como amoniaco, producto de la volatilización y los óxidos gaseosos, como N2O y NO producidos por desnitrificación contribuyen al efecto invernadero.

CONSIDERACIONES SOBRE DISTRIBUCIÓN DE PURINES EN CULTIVOS Y PRADERAS.

En referencia a lo expuesto, existen consideraciones generales para el almacenamiento y disposición de purines, las cuales a pesar de no estar normadas oficialmente es necesario tener presente (Dumontt, 1998)

• Las dosis de purines no deben ser superiores a 150.000 litros por ha.

• Ubicar el sistema de tratamiento al menos a 50 metros de la lechería o corral de engorde.

• Ubicar el sistema de tratamiento al menos a 300 metros de lugares habitados.

• No aplicar purines en lugares cercanos a animales.

• No aplicar purines en días ventosos.

• Evitar la aplicación en suelos con topografías de pendientes fuertes durante los periodos de lluvias intensas.

• Dejar una franja de protección de 10 metros para los fosos secundarios del predio.

• Dejar una franja de 20 metros sin aplicación en fosos principales del predio, cursos de agua, limite con los vecinos y caminos públicos.

CAPÍTULOIII

ALTERNATIVAS PARA EL PROCESAMIENTO DE EFLUENTES

1: TRATAMIENTOS ANAEROBICOS

INTRODUCCIÓN

Los purines pueden considerarse de manera similar al agua residual domestica, con una carga orgánica (DBO) de 15 a 80 veces mayor y alta generación de lodos, donde el tratamiento y eliminación de los residuos animales es más complicado por su naturaleza y por los grandes volúmenes en son generados.

Para el tratamiento de los purines es posible utilizar tanto los sistemas anaerobios como aerobios, sin embargo, según Lusk (2002) el aumento de la materia orgánica no permite mantener las condiciones aeróbicas durante las épocas de invierno, lo que implica al menos seis a ocho semanas para estabilizar los sistemas aeróbicos durante la primavera, tiempo durante el cual la generación de olores es un problema significativo, que es casi imposible de eliminar.

El purín por si solo o mezclado con agua (durante la limpieza de los tambos y corrales) generalmente se encuentra con una concentración demasiado alta para ser descompuesto aeróbicamente en una estructura de tratamiento o almacenamiento de estiércol, debido a que el oxigeno no se puede disolver lo suficientemente rápido para soportar las bacterias aeróbicas (se difunda a velocidad de 0,0001en el agua comparado con el aire) .

Por lo tanto, el estiércol se descompone secuencialmente en grupos de bacterias anaeróbicas (Vives, 2003). Además Loehr (1965) también establece que el tratamiento y eliminación de los residuos orgánicos animales (ganado) es complicado por su naturaleza y por el volumen a manejar.

Sin embargo observo que el tratamiento anaerobio por lagunaje ofrece una posibilidad para tratar grandes cantidades de purines que se originan en las estabulaciones del ganado en terrenos cerrados. Además Loehr informó en 1974 que cuando las concentraciones de componentes orgánicos exceden de 4000 mg/L en lo que se refiere a la Demanda Química de oxígeno, los métodos anaerobios son más baratos que los métodos aerobios. En este ámbito Kiely, (1999) reafirma lo planteado por los Lusk (2002), Vives, (2003), y Loehr, (1965), establecen que para el tratamiento de residuos agrícolas ganadero el uso de sistemas anaerobios, sobre todo el de digestión son los procesos unitarios que más han contribuido a la reducción de la contaminación agrícola.

Actualmente hay dos sistemas de tratamiento de purines que pueden ser implementados en un sistema productivo, ya que estos sistemas permiten además su almacenamiento durante largos periodos de tiempo según su diseño, estos son:

1) lagunas anaeróbias

2) lagunas anaeróbias con cubierta flotante.

Ambos procesos se basan en actividad de digestión anaerobia de mezcla completa

LA DIGESTIÓN ANAEROBIA

El proceso unitario de tratamiento de digestión anaerobia es de uso generalizado para la depuración de aguas residuales y fangos procedentes de la industria, la agricultura y de origen urbano (Kiely, 1999). Utilizando el proceso de digestión anaerobia es posible convertir purines en subproductos útiles.

En la digestión anaerobia más del 90% de la energía disponible por oxidación directa se transforma en metano, consumiéndose sólo un 10% de la energía en crecimiento bacteriano frente al 50% consumido en un sistema aerobio (Muñoz et al., 1987).

La digestión anaeróbica es uno de los procesos más utilizados, para el tratamiento de purines, en el que la materia orgánica es transformada biológicamente, bajo condiciones anaeróbicas, en metano y Dióxido de carbono (biogás), (Metcalf y Eddy, 1998).

Además de esta corriente gaseosa, se produce también una suspensión acuosa de materiales sólidos (lodos), en los que se encuentran la mayor parte del nitrógeno y fósforo y la totalidad de los elementos minerales (K, Ca, Mg, etc).

El gas producido puede ser recogido y utilizado como combustible. El fango final estabilizado, que se extrae no es putrescible, y su contenido en organismos patógenos es nulo o muy bajo. Esta conversión biológica del sustrato complejo, en el que se encuentra materia orgánica en suspensión o disuelta, se realiza a través de una serie de reacciones bioquímicas que transcurren tanto consecutiva como simultáneamente. Este proceso biológico natural, es realizado por grupos o comunidades de bacterias en recipientes cerrados (reactores). Generalmente después del digestor anaerobio se incorpora una laguna de almacenamiento, en la cual se acumula el efluente tratado en el digestor (Vives, 2003).

La permanencia de las aguas en la laguna de almacenamiento proporciona un tratamiento adicional al purín, debido a que en ella disminuye el contenido de nitrógeno y otros nutrientes de la aguas. Se debe descartar que el efluente proveniente del digestor, posea una carga orgánica muy baja, lo que implica que la laguna deja de tener actividad microbiana de descomposición o es escasa, con lo que los sólidos que salen del digestor solo tienden a decantar.

ASPECTOS BIOQUÍMICOS Y MICROBIOLÓGICOS INVOLUCRADOS EN DIGESTORES ANAEROBIOS

Las etapas diferenciadas que constituyen el proceso de la digestión anaerobia son tres, la primera corresponde a la etapa hidrolítica, la segunda es la etapa fermentativa o acidogénica y la tercera es la etapa metanogénica (Kiely, 1999).

Etapa Hidrolítica y Fermentativa:

En esta etapa (hidrolítica) un amplio grupo de microorganismos hidrolíticos actúan sobre los polímeros orgánicos u otros materiales complejos despolimerizándolos enzimáticamente en los correspondientes monómeros o fragmentos más sencillos. Posteriormente estos compuestos experimentan un proceso de fermentación que origina diferentes ácidos orgánicos.

Esta etapa resulta indispensable para lograr la ruptura de los biopolímeros complejos en polímeros solubles o monómeros, puesto que los microorganismos que realizan la depuración solamente son capaces de actuar sobre materia orgánica disuelta.

La etapa hidrolítica es la etapa limitante de la velocidad del proceso global, sobre todo tratando residuos con alto contenido en sólidos. Incluso en casos donde las fases acidogénicas o metanogénicas son consideradas como pasos limitantes, la hidrólisis puede afectar el conjunto del proceso (Pavlostathis y Giraldo-Gómez, 1991).

El grado de hidrólisis y la velocidad del proceso depende de muchos factores, entre otros del pH, de la temperatura, de la concentración de biomasa hidrolítica, del tipo de materia orgánica particulada (Pavlostathis y Giraldo-Gómez, 1991), y del tamaño de partícula (Hills y Nakano, 1984). La tasa de hidrólisis, en general, aumenta con la temperatura (Pavlostathis y Giraldo-Gómez, 1991; Siegrist et al., 1993; Veeken y Hamelers, 1999), independientemente del compuesto que se trate. En esta etapa encontramos bacterias anaerobias facultativas como las enterobacterias, bacterias aerotolerantes como las bacterias del ácido láctico, y bacterias anaerobias estrictas como: Clostridium, Propionibacterium, Selenomona.

Etapa Acetogénica o Deshidrogenación:

En esta etapa los compuestos generados en la etapa anterior, se degradan con producción de CO2, e hidrógeno, que son los sustratos de las bacterias metanogénicas. La acumulación de H2 inhibe la acetogénesis, se acumulan ácidos grasos, se inhiben las metanogénicas. Se acumulan más ácidos grasos y disminuye el pH (sistema inestable).

En la etapa acetogénica actúan dos tipos de microorganismos que producen acetato: las bacterias homoacetogénicas: estas se caracterizan por la formación de acetato como único metabolito y las bacterias acetogénicas: metabolizan los productos terminales de la etapa acetogénica (productoras obligadas de H2) Necesitan asociarse estrechamente a microorganismos consumidores de hidrógeno.

Etapa Metanogénica:

Esta es la única etapa estrictamente anaerobia, y en ella, las bacterias metanogénicas son las responsables de la formación de metano a partir de sustratos mono carbonados o con dos átomos de carbono unidos por un enlace covalente. Este es un proceso lento, constituyendo la etapa limitante del proceso de degradación anaerobia. Los géneros de metanobacterias hidrogenofílicas más frecuentes en reactores anaerobios son: Methanobacterium, Methanospirillum, y Methanobrevibacter.

Durante formación de biogás también participan las Bacterias Sulfato Reductoras las que toman los compuestos de azufre y los reducen usando las mismas materias primas que las bacterias metanogénicas. Si hay muchos compuestos con azufre no se obtiene CH4 porque es más rápida su oxidación.

Hidrólisis y fermentación. (Fuente: Hills y Nakano, 1984)

FACTORES QUE INFLUYEN EN DEGRADACIÓN DE MATERIA ORGANICA EN LOS DIGESTORES ANAEROBIOS

Temperatura

Es el principal factor que influye en la eficiencia de los digestores anaerobios . Para que un digestor anaerobio trabaje adecuadamente es necesario mantener una temperatura óptima entre 30-37 ºC lo que implica un gasto por la incorporación de energía. La que se suministra generalmente a través de un termorreactor o un intercambiador de calor (Metcalf y Eddy, 1998). Cuando el digestor no se encuentra dentro del intervalo de temperatura, es necesario, aumentar el tiempo de retención hidráulico, de tal manera que logren desarrollarse las tres etapas que permiten la depuración eficiente de la materia orgánica.

La producción de biogás, en ausencia de inhibidores, aumenta con la temperatura, puesto que aumenta la tasa de multiplicación bacteriana; temperaturas más bajas implican tiempos de retención más largos. La tasa de hidrólisis también aumenta con la temperatura (Veeken y Hamelers, 1999).

PH

El pH en los digestores anaerobios se relaciona con la actividad realizada por las bacterias, el pH normalmente se encuentra entre 6-8, con un valor próximo a 7 para la actividad óptima. Los ácidos grasos disminuyen la alcalinidad a menos que la alcalinidad bicarbonatada sea suficiente para neutralizar dichos ácidos.

El bicarbonato se forma a partir de CO2, iones bicarbonato, HCO3, es importante que haya suficiente alcalinidad todo el tiempo, para mantener una amortiguación suficiente.

Los microorganismos anaerobios necesitan un pH en torno a la neutralidad para su correcto desarrollo, aunque permiten cierta oscilación (Clark y Speece, 1989).

Parece ser que el pH afecta a la actividad enzimática de los microorganismos, mediante: cambios de estado de los grupos ionizables de las enzimas como el carboxil y amino; alteración de los componentes no ionizables del sistema, como por ejemplo el substrato; y desnaturalización de la estructura proteica de las enzimas. Para que el proceso se desarrolle de forma satisfactoria, el pH debe estar en torno a la neutralidad, presentando problemas graves si el pH baja por debajo de 6 o sube por encima de 8,3 (Lay et al., 1997). Sin embargo, el proceso de inhibición parece ser completamente reversible, aunque el tiempo de recuperación depende de la duración de la alteración.

EFICIENCIAS DE REMOCIÓN DE CONTAMINANTES EN LOS DIGESTORES ANAEROBIOS

En la Tabla siguiente indica porcentajes de remoción (para 35 °C) para diferentes parámetros presentes en los purines.

Porcentajes de remoción de Digestores Anaeróbicos de mezcla completa, para diferentes contaminantes

A continuación se muestran los tiempos de retención hidráulico paradigestores de mezcla completa.

Tiempos de retención celular recomendados para el diseño de digestores de mezcla completa

TIPOS DE REACTORES ANAEROBIOS

Los principales reactores anaerobios utilizados en el tratamiento de purines son .

1. Digestión convencional
2. Digestión de una fase y
3. Alta carga Digestión en dos fases

Digestión convencional

El proceso de digestión convencional se suele llevar a cabo en una única fase. Las funciones de digestión, espesado de fangos y formación de sobre nadantes, se lleva a cabo de forma simultánea. El fango crudo se introduce en la zona en la que el fango esta siendo digerido activamente y en la que se esta liberando gas. El fango se calienta por medio de un intercambiador de calor externo. Conforme el gas asciende hacia la superficie, arrastra partículas de fango y otros materiales, tales como grasas y aceites y a cabo formando una capa de espumas (Mefcald y Eddy, 1998).

Como resultado de la digestión, el fango se estratifica formando una capa de sobrenadante por encima del fango digerido, y experimenta un aumento de la mineralización. Como consecuencia de la estratificación y de la ausencia de mezcla completa, se utiliza menos del 50% del volumen del digestor convencional y solo se utiliza en instalaciones pequeñas.

Digestión de una fase y alta carga

Este proceso difiere del proceso convencional de una fase en que la carga de sólidos es mucho mayor. El fango se mezcla íntimamente mediante recirculación de gas, mezcladores mecánicos, bombeo o mezcladores con tubos de aspiración y se calienta para conseguir optimizar la velocidad de digestión. A excepción de las mayores cargas y del mejor mezclado, entre el digestor primario de un proceso convencional de dos etapas, y un digestor de una fase y alta carga, solo existen algunas diferencias. Los equipos de mezclado deben tener mayor capacidad; y en caso de digestores de alta carga el tanque deberá ser mas profundo, para favorecer el proceso de mezcla completa (Mefcald y Eddy, 1998).

El bombeo de fango al digestor se debe llevar a cabo de forma continua o temporalizada en ciclos de 30 minutos a 2 horas de duración, a fin de mantener condiciones constantes en el interior del reactor. El fango que entra desplaza el fango digerido hasta un tanque de almacenamiento. Debido a que no se produce una separación del sobrenadante, y a que los sólidos se reducen en un 45-50% por liberarse en forma de gas, el fango digerido suele tener una concentración del orden de la mitad de la de los fangos crudos. Los digestores pueden tener cubiertas fijas o flotantes. Algunas o todas las cubiertas flotantes pueden ser, a su vez, campanas de recogida de gas, lo cual permite disponer de un volumen de almacenamiento de gas independiente o un depósito de almacenamiento de gas adicional. Alternativamente, el gas se puede almacenar en una campana de gas independiente o en un depósito de almacenamiento a presión.

Digestión en dos fases

En muchas ocasiones un digestor de alta carga se combina en serie con un segundo tanque de digestión. En este proceso, el primer tanque se utiliza para la digestión, y se equipa con dispositivos y concentración del fango digerido y para la formación de un sobrenadante relativamente clarificado. En muchas ocasiones ambos tanques se construyen idénticos, de forma que cualquiera de ellos puede ser el tanque primario. En otros casos, el segundo de los tanques puede ser abierto, no calentado o una laguna de fango. Los estanques pueden tener cubiertas fijas o flotantes al igual que en la digestión de una etapa, (Mefcald y Eddy, 1998)

Las ventajas que aporta este proceso de dos fases, comparándolas con el de una sola, se resumen a continuación:

• El primer reactor actuará de amortiguador a la llegada de algún golpe de carga del afluente, aportando gran seguridad y estabilidad al sistema; también este reactor eliminará el oxígeno disuelto del afluente, por lo que la eficacia en el segundo reactor será óptima.

• Permite conseguir un biogás de mayor riqueza en metano, lo que repercute en el balance económico.

• Puede conseguirse un aumento cinético de la hidrólisis por agitación en el primer reactor, y evitar la pérdida de microorganismos de esta primera etapa intercalando un decantador y bomba, para retornar éstos a su origen.

• Este sistema admite una mayor flexibilidad en variaciones de carga, pH y temperatura, a la vez que ofrece mayores facilidades en la actuación, seguimiento y control del proceso.

VENTAJAS Y DESVENTAJAS DE LOS DIGESTORES ANAEROBIOS

Ventajas de un Digestor Anaerobio

a) Producción de Energía

Por la acción de las bacterias metanogénicas, gran parte del contenido orgánico de las aguas se transforma en gas metano; teóricamente 1 Kg. de la DQO eliminada produce 350 litros de metano a 35ºC. Este combustible posee un elevado poder energético utilizable.

b) Producción de Fangos

Por quedar convertida la mayor parte de la materia orgánica, en el proceso anaerobio, en

biogás, el sólido restante queda bien estabilizado y utilizable previa deshidratación.

c) Proceso Exterior

Como los reactores se construyen en ambientes cerrados, la producción de malos olores

es baja en el proceso anaerobio, comparado con los olores desagradables que se desprenden en el sistema donde la depuración se realiza en espacios abiertos. Según RAS (2000) los digestores cerrados deben ubicarse a distancia mínima de 500 metros de las urbanizaciones.

Desventajas del Proceso Anaerobio

a) Puesta en Marcha

Debido a la baja velocidad de crecimiento de los microorganismos, en el proceso Anaeróbico la puesta en marcha de este tratamiento es lenta.

b) Temperatura

El tratamiento anaerobio a temperatura ambiente resulta demasiado lento, lo que supone

un aporte externo de energía, ya que requiere temperaturas de, al menos, 35 °C, para que

la actividad de las bacterias sea óptima.

c) Costos

Los costos asociados a la construcción de los digestores anaerobios son altos, comparado con sistemas no convencionales de tratamiento, principalmente por que necesita de un sistema integrado, para proporcionar un tratamiento completo y adecuado a los purines, además necesita la instalación de dispositivos que permitan, calentar los purines hasta una temperatura adecuada, y la instalación de un sistema de recolección y acumulación del gas, para su posterior uso o quema.

MANEJO DE PURINES EN LAGUNAS ANAEROBIAS

INTRODUCCIÓN

La depuración en estas lagunas ocurre por la acción de bacterias anaeróbicas. En estas lagunas, como consecuencia de la elevada carga orgánica y el largo periodo de retención del agua residual, el contenido en oxigeno disuelto se mantiene muy bajo o nulo durante todo el año. El objetivo perseguido es retener la mayor parte posible de los sólidos, que pasan a incorporarse a la capa de fangos acumulados. Las lagunas anaeróbicas operan en serie con lagunas facultativas y de oxidación, para asegurar que el efluente final de la planta depuradora va a poseer una calidad adecuada durante todo el año (Moreno, 1991).

Además las lagunas anaeróbicas suelen operar en paralelo, es decir, dividiendo el afluente en varias partes, que alimentan a cada una de las lagunas, para posteriormente reunir nuevamente el afluente y dirigirlo al resto de la instalación. El sistema en paralelo permite además, paralizar una o varias de ellas para efectuar labores de limpieza sin que ello afecte la marcha global de la depuración.

FUNDAMENTOS DE DEPURACIÓN EN LAGUNAS ANAEROBICAS

En las lagunas anaeróbicas se produce la reacciones propias de la degradación de la materia orgánica en ausencia de oxigeno. Su estabilización final se logra luego de las etapas siguientes según Middlebrooks et al. (1982):

a) Hidrólisis

Este término indica la conversión de compuestos orgánicos complejos e insolubles en otros compuestos más sencillos y solubles en agua. Esta etapa es fundamental para suministrar los compuestos orgánicos necesarios para la estabilización anaeróbica en forma que pueden ser utilizados por las bacterias responsables de las dos etapas siguientes.

b) Formación de ácidos

Los compuestos orgánicos sencillos generados en la etapa anterior son utilizados por las

bacterias generadoras de ácidos. Como resultado se produce su conversión en ácidos orgánicos volátiles, fundamentalmente en ácido acético, propiónico, butírico. Esta etapa la pueden llevar a cabo bacterias anaeróbicas o facultativas.

c) Formación de Metano

Una vez que se han formado ácidos orgánicos, una nueva categoría de bacteria entra en acción, y los utiliza para convertirlos finalmente en metano y dióxido de carbono. El metano es un gas estable, que forma parte en poca cantidad de la composición normal de la atmósfera. La liberación de estos gases es responsable de la aparición de las burbujas, que son un síntoma de buen funcionamiento en las lagunas anaerobias. Esta fase de la depuración anaeróbica es fundamentalmente para conseguir la eliminación de materia orgánica, ya que los productos finales no contribuyen a la DBO5 o DQO del medio.

A diferencia de lo que ocurre con la fase acidogénica, su metabolismo es mas lento y además, son mucho más sensibles a distintas condiciones ambiéntales (Moreno, 1991).

Secuencia de Procesos en Degradación Anaeróbica de Materia Orgánica. (Fuente: Moreno 1991)

Se estima que para valores de pH inferiores a 6.8 la actividad metanogénica comienza a presentar problemas y que por debajo de pH 6.2 se detiene completamente (Middlebrooks et al, 1982). Cuando esto ocurre se liberan no sólo ácidos orgánicos que pueden tener olores desagradables, sino otros compuestos como ácido sulfhídrico (SH2), mercaptanos o escatol, que son los responsables principales de los olores que indican funcionamiento deficiente en las lagunas anaeróbicas.

FACTORES QUE INFLUYEN EN LA DEGRADACIÓN DE MATERIA ORGANICA EN EL TRATAMIENTO POR LAGUNAS ANAERÓBICAS

a) Tiempo de retención Hidráulico.

Si las lagunas operan con tiempos de retención muy pequeños, solo las fases hidrolíticas y acidogénicas tienen tiempo para desarrollarse, pero no la de la formación de metano, que es más lenta y por lo tanto se producirán olores y se obtendrá una eliminación muy baja de la materia orgánica. Por otra parte, si la carga es escasa y el tiempo de retención es elevado, comienzan a desarrollarse algas en la superficie, y el oxígeno producido da lugar a la muerte de las bacterias metanígenas, también con el resultado de desarrollo de olores desagradables. Por lo tanto, las lagunas anaeróbicas requieren un mantenimiento adecuado para preservar en todo momento el equilibrio entre las fases responsables de la depuración.

b) Temperatura

Otro factor que influye en el comportamiento de las lagunas anaeróbicas es la temperatura, con un intervalo optimo de crecimiento entre 30-35°C. Por lo tanto, las lagunas anaerobias presentan una actividad muy superior durante el verano, lo que puede comprobarse fácilmente observando la cantidad de burbujas que aparecen en superficie en a las distintas épocas del año.

c) pH

La actividad metabólica de los microorganismos depende también de los niveles de pH

del medio, en las lagunas anaerobias el pH debe variar entre 6.8-7.4, aunque se han entrado lagunas anaerobias que funcionan incluso a pH extremos de 6.2-7.8. En la Tabla siguiente, aparecen los intervalos óptimos y extremos para la fermentación anaeróbica de la materia orgánica.

Intervalos óptimos de temperatura y pH en las lagunas anaeróbicas.

A pesar de los factores que afectan la eficiencia de las lagunas anaeróbicas estas no son difíciles de operar siempre que se respeten los intervalos de carga o tiempo de residencia fijados.

Los factores fundamentales que hay que tener en cuenta al diseñar una laguna anaeróbica son: la conservación del calor, sedimentación de la materia en suspensión y almacenamiento de fangos.

EFICIENCIAS DE REMOCIÓN DE CONTAMINANTES DE LAS LAGUNAS ANAEROBIAS

La lagunas anaerobias pueden lograr altas eficiencias en la remoción de los contaminantes, sin embargo el efecto de la temperatura es el factor más difícil de controlar.

Porcentajes de remoción de las lagunas anaerobias para diferentes contaminantes

VENTAJAS Y DESVENTAJAS DE LAS LAGUNAS ANAEROBIAS

Ventaja de una laguna Anaerobia

a) Almacenamiento

Las lagunas anaerobias permiten almacenar grandes volúmenes de aguas y de lodos, durantes largos periodos de tiempo sin alterar su funcionamiento.

b) Profundidad

Normalmente las lagunas anaerobias se construyen muy profundas, alcanzando hasta los

10 metros de profundidad, yo que facilita la mantención de las condiciones anaerobias en casi toda su superficie. Esta característica disminuye los costos de construcción, ya que utiliza una menor cantidad de terrenos, para lograr un determinado nivel de remoción.

Desventajas de las lagunas anaerobias

a) Tiempo de Retención Hidráulico

Las lagunas anaerobias como se indicó en secciones anteriores, necesitan largos periodos de retención hidráulico, para que se logre desarrollar las etapas de hidrólisis, acidogénesis y la formación de metano. Según Metcalf y Eddy (1998), el periodo de retención necesario para la depuración en lagunas anaerobias varía entre 20-50 días.

b) Temperatura

La temperatura afecta notablemente las eficiencias obtenidas en las lagunas anaerobias, por lo que es indispensable mantener las condiciones adecuadas de temperatura dentro de las lagunas.

Relación de los porcentajes de remoción de DBO en función de la temperatura

b) Generación de Olores

Las lagunas Anaerobias, son potenciales generadores de desagradables olores. Para mantener un sistema de tratamiento anaeróbico que estabilice correctamente el residuo orgánico, deben hallarse en estado de equilibrio dinámico los microorganismos formadores de ácidos y metano, es decir, las reacciones deben producirse continua y sucesivamente, ya que el funcionamiento anormal de una de ellas, dará lugar al mal funcionamiento global del proceso. Esta desventaja a veces condiciona su construcción, por lo deben instalarse a más de 1000 metros de urbanizaciones (RAS, 2000).

c) Costos

Los costos asociados a las lagunas anaerobias son relativamente bajos, sin embargo, esta inversión depende de diferentes factores, como son los grandes volúmenes a tratar y su acumulación, influye también el tipo y las características de los suelos, su capacidad de infiltración, la profundidad de las napas, el clima (temperatura ambiental, precipitaciones intensas y acumuladas), entre otros. Estos factores son los que encarecen la construcción del sistema. Los mayores costos son función de la etapa de construcción de los sistemas, donde debe realizarse un trabajo con ingeniería de detalle, para no alterar los medios ecológicos. Los costos de mantención y operación, están relacionados con las obras de limpieza de las lagunas. Otros costos que pueden encarecer la construcción de las lagunas son los sistemas de agitación, estos dependen de que tan sofisticados sean, ya que existen desde sistemas de agitación mecánica hasta sistemas de recirculación de biogás.

LAGUNAS ANAEROBIAS CUBIERTAS

Este tipo de lagunas puede ser eficientemente aplicado en el sistema productivo ya que funciona como un digestor anaerobio que cambia la calidad y carácter del estiércol (Tchobanoglous y Shoroeder, 1985). Una laguna cubierta es una planta del tratamiento de pequeña escala donde se deposita estiércol que normalmente se diluye con agua del lavado de tambos o corrales y lluvia. Estas lagunas, el estiércol se licua parcialmente y estabiliza por la acción bacteriana (Fost. Y Fulhage, 2000). Las lagunas cubiertas consisten básicamente en la implementación de una laguna anaerobia, tapada e impermeabilizada con polietileno de alta densidad, para evitar la erosión causada por la turbulencia interna que generan los agitadores, o bien, como un tanque de fermentación, ya sea de concreto u otro material. La cubierta de polietileno es colocada sobre flotadores, que permiten recuperar el gas, que se puede utilizar para la producción de energía.

Una laguna cubierta es una planta del tratamiento de pequeña escala

Según Winter (2002), estos digestores se han implementado actualmente en varios países desarrollados especialmente en los Estados Unidos y Canadá, ya que son sistema que permiten el tratamiento de desechos ganaderos y requieren de muy poco mantenimiento. Las lagunas cubiertas como un reactor anaerobio poseen las características siguientes:

a) Proporciones de Carga Orgánicas Bajas.

Los fangos orgánico obtenidos al finalizar la depuración en las lagunas cubiertas normalmente son muy bajos, desde los 0.048 a 0.096 Kg lodos/m3 de sólidos volátiles al día (ASAE, 2000), comparado con los digestores anaerobios que va desde 2.7 a 17 Kg volumen de lodo digerido/m3 de sólidos volátiles al día (La Colina, 1984).

b) Fluctuación de Temperatura del Funcionamiento

A diferencia de los digestores anaerobios tradicionales que casi siempre se operan en condiciones mesofilas constante o temperaturas thermofílicas, las lagunas cubiertas funcionan a temperaturas variables, dependiendo de la profundidad del líquido y de la temperatura ambiente (Safley y Westerman, 1992, ab).

c) Superficie de Lagunas Descubiertas

Las lagunas anaerobias descubiertas normalmente tienen un área superficial mayor, por lo que se inhibe la reacción anaeróbica en las capas más altas donde incluso las cantidades pequeñas de oxígeno molecular pueden ser tóxicas a las bacterias metanogénicas. Además, algunas sustancias orgánicas volátiles, como los ácidos grasos volátiles que son productos intermedios de la digestión anaerobia, son emitidas a la atmósfera lo que genera problemas de olor.

d) Recuperación del Biogás

El propósito principal de la instalación de cubiertas en el pasado era la prevención de emisiones de olor, sin embargo, actualmente de le ha dado otros usos, que incluyen las mejoras en el tratamiento anaerobio y el potencial para la colección del biogás. El Safley y Westerman (1989) establecen que las uso de cubiertas flotantes sobre las lagunas anaerobias permite la recuperación de biogás en la superficie de las lagunas. Ellos encontraron que la producción de biogás, se puede realizarse incluso a temperaturas de 13 -15ºC. La USEPA reconoce que las lagunas cubiertas con recuperación del metano son una solución para los productores ganaderos y mantiene un equilibrio con el crecimiento industrial y el medio ambiente. (USEPA, 1995).

FUNDAMENTOS DE DEPURACION EN LAGUNAS ANAEROBIAS CUBIERTAS

La depuración en este tipo de lagunas se realiza de manera similar a un digestor anaerobio ya que se llevan a cabo las etapas las tres etapas de digestión: la etapa hidrolítica, la etapa fermentativa o acidogénica y la etapa metanogénica (Kiely, 1999).

FACTORES QUE INFLUYEN EN DEGRADACION DE MATERIA ORGANICA EN LAGUNAS ANAEROBIAS CUBIERTAS

Como las lagunas anaerobias cubiertas son una modificación de los digestores anaerobios, los factores que afectan la eficiencia en la degradación de la materia orgánica en este tipo de lagunas corresponden a los mismos factores que influyen en la eficiencia en los digestores anaerobios.

EFICIENCIAS DE REMOCIÓN DE CONTAMINANTES DE LAS LAGUNAS ANAEROBIAS CUBIERTAS

Se considera que los porcentajes de remoción en las lagunas anaerobias cubiertas también dependen de la temperatura de funcionamiento, sin embargo por el gran volumen en que son diseñados, aunque se utilice un sistema para calentar los purines las eficiencias logradas no son tan elevadas como en los digestores anaerobios, pero con periodo adecuado de operación se logran eficiencias considerables. En la Tabla siguiente, se establecen los valores propuestos por Vives (2003) para una laguna anaerobia cubierta

Porcentajes de remoción de las lagunas anaeróbicas cubiertas para diferentes contaminantes.

Según Zhang (1985) se debe asumir que de los sólidos totales el 50% de los sólidos volátiles más todos los sólidos fijos se transforman en lodos.

VENTAJAS Y DESVENTAJAS DE LAS LAGUNAS ANAEROBIAS CUBIERTAS

Ventajas de las Lagunas Anaerobias Cubiertas

a) Disminución de Olores