Dinámica de la descomposición anaerobia de residuos sólidos en un relleno sanitario (página 2)
Enviado por syanez
En genera la DA puede ser inhibida si las poblaciones microbianas en la fracción orgánica de los RSU en el RESA no están equilibrio: las BNA y las BMH tienen una velocidad de crecimiento más lenta que las BF; si las formadoras de ácidos orgánicos dominan, se establece una condición ácida en el sitio que inhibe la actividad metanogénica.
1.3. Ecología de la descomposición anaerobia de la fracción orgánica de RSU en un RESA
Un amplio conjunto de factores ambientales influyen en la DA en un RESA como:
Los microorganismos en la DA en un RESA requieren disponibilidad de nutrientes como el tipo y concentración de carbono orgánico de los RSU con otros macroelementos: N, P, Mg, K, S, Na, Ca, vitaminas y algunos minerales traza: Fe, Ni, Ba, Mo, Se y Co. En general los macro y micronutrientes en los RSU son suficientes para la realización de la DA (Lo y Liao, 2007; Warith, 2002), para esto sea posible la proporción promedio suficiente de la DQO/N/P es de 600/7/1.
Sin embargo en la fracción orgánica de los RSU el material vegetal que contiene una alta concentración de lignocelulósicos impide o retardar el acceso microorganismo a los macro y micronutrientes (Haug, 1993) para una DA completa.
En un RESA existen elementos y compuestos que en una concentración especifica inhiben la actividad bacteriana, especialmente de las BMA y BMH, el problema es complejo, pues no se reporta un acuerdo general sobre de los umbrales de concentración de un sustancia definida como un metal pesado, causa un desbalance en la DA, pues una traza de puede ser estimulante de la DA. Por ejemplo el Cobre (Cu) en concentración mayor de 3g/L es inhibitorio para la metanogénesis (Chen y Cheng, 2007). Mientras que una concentración de 400 mg/L de: nitrógeno amoniacal, Ca, Mg, K y Na estimulante de la DA, pero son fuertemente inhibitorios o tóxicos a nivel de 3 x 103 a 12 x 103 mg/L (Bashir & Matin; Chen et al., 2008; Kayhanian, 1994). Otros factores en el RESA también lo afectan negativamente como el pH alcalino, o la acidez extrema producto del ácido sulfhídrico, que a su vez influyen en la liberación de algunos iones metálicos tóxicos a la vida como el Aluminio impiden la DA (Agdag y Sponza, 2005) al igual que lentamente los ácidos orgánicos volátiles (Calli et al., 2005; Sung y Liu, 2003).
Son compuestos liberados por la actividad humana en cantidad elevada en los RSU y que contaminan los RESA, inhiben la DA de la fracción orgánica, como los solventes del tipo: alcoholes, ácidos orgánicos, ésteres, acetonas; otros también son los elementos y compuestos inorgánicos generados por la industria minera y de pesticidas al generar: halógenos, sulfuros, iones hidroxilo, aminas y compuestos nitrogenados, etc.
En países desarrollados con gestión correcta al separar los RSU, los xenobióticos no son un problema para la DA de la fracción orgánica, desafortunadamente no es así en México, donde la gestión de los RSU y de RS industriales, viola las leyes locales, regionales, nacionales e internacionales referidas a una disposición que no deteriora la salud humana, los recursos naturales y el ambiente.
En la DA la fracción orgánica de los RSU, se realiza por bacterias adaptadas a amplio intervalo de temperatura: desde el tipo psicrofílico de 10ºC a termofílicas extremas que requieren de 70ºC o mas (Scherer et al., 2000), lo anterior es importante porque la temperatura es cinética y termodinámica en la metanogénesis pues la velocidad de la DA y sus productos son directamente proporcionales al incremento de la temperatura como se muestra en la figura 2, en donde se indicas dos de las más favorables: en una condición del RESA mesofíla y termofíla.
Figura 2. Las bacterias en la descomposición anaerobia de la fracción orgánica de RSU en una RESA, requieren dos intervalos de temperatura: una mesofíla de 30-35ºC y otra termofíla de 55-60ºC.
En la figura 2 indica que las bacterias de la DA en un RESA tienen tendencia a ser más activas en un ambiente termofílico: aunque suceden desequilibrios la velocidad de la DA es tan rápida que la generación de los ácidos orgánicos supera la capacidad de los consorcios metanogénicos, particularmente los compuestos sencillos de la fracción orgánica de los RSU.
1.4. Influencia del clima y estacional anual en la DA de RSU en un RESA
Actualmente se acepta que un RESA impacta en el clima de un lugar, por los gases emitido por el efecto invernadero lo que contribuye al calentamiento global por la emisión, mientras que la condición inversa el clima de un sitio en el diseño y operación de un RESA rara vez se toma en cuenta, por lo que se requiere investigación al respecto principalmente en México.
1.4.1 Efecto de la estacional anual en la DA de RSU en un RESA.
Algunos grupos de investigación trabajan en la influencia de la estacional anual sobre las variables-respuesta de la DA de los RSU. En Tailandia, Trankler et al., (2005), reportaron efecto del cambio de temporada tropical en las propiedades físicoquímicas de lixiviados de RSU en una RESA. Los autores señalan que la cobertura final es una variable fundamental para controlar la generación de lixiviados por la variación estacional. Detectaron patrones de descarga de lixiviados, con fases de estancamiento en la época seca e incremento intensivo en la de lluvia, con elevada tasa de percolación y aumento de la actividad biológica con la máxima velocidad de DA, este informe sugiere cambiar las condiciones de operación y almacenar lixiviado, para recircularse en la época de estiaje y que el pretratamiento mecánico de la fracción orgánica de los RSU tiene un efecto benéfico al producir lixiviados con menor carga orgánica.
Por otro lado, Tatsi y Zouboulis (2002) en Grecia estudiaron RESA en diferentes estadíos de estabilización con sus lixiviados, en función de la estación anual; encontraron una relación significativa entre las variables-respuesta estudiadas, lo que sugiere que en clima Mediterráneo, los cambios en la composición de lixiviados depende principalmente del grado de estabilización de la fracción orgánica de los RSU en una RESA con los cambios estacionales. En Polonia, Kulikowska y Klimiuk (2008) estudiaron por cuatro años los cambios estacionales y la edad de un RESA en la composición química de los lixiviados generados, con una elevada carga orgánica y de nitrógeno amoniacal, aunque, al madurar la fracción orgánica de los RSU, la DQO disminuyó de 1,800 mg/L a 610mg/ y el nitrógeno amoniacal se incrementó de 98 a 364 mg N(NH4)/L; también reportan la fluctuación de otros componentes de los loxiviados como: P, Cl, Ca, Mg, SO4, sólidos disueltos, metales pesados e hidrocarburos aromáticos recalcitrantes tóxicos ( BTEX), lo cual fue directamente ligado con la temporada del año y no con la edad del RESA. Las diferencias en composición química de los lixiviados, otros reportes no precisan si la temperatura ambiental o la evotranspiración influyeron en la DA de los RSU, solo en época de lluvia, de estiaje y en la producción de biogás ha sido poco investigado.
Otros reportes como el de Berge et al. (2007) señalan que la actividad biológica de DA de las bacterias en RSU depende de la temperatura común en un RESA análoga a de un biorreactor: 22, 35 y 45ºC, con niveles de oxígeno que influyen en la remoción del nitrógeno amoniacal, en investigación en microcosmos de laboratorio se analizo el efecto de la temperatura en los RSU y no la ambiental.
Zao et al., (2008) en un RESA de 0.5 hectáreas y 3,2400 ton de RSU, reportaron que la generación de metano inicio tres meses después de su disposición en verano y hasta 8 meses en invierno, además sugiere que el control de humedad, de temperatura en clima frío es un factor clave en la DA de RSU.
Aunque en clima desértico en donde se espera una mínima producción de lixiviado, lo que influye en sus propiedades físicoquímicas, como lo señalan Al-Yaqout y Hamoda (2003) en un RESA de Kuwaití donde reportan que los lixiviados contenían elevados niveles de sales minerales, metales pesados y compuestos orgánicos.
1.5 Conclusión
La DA de la materia orgánica de un RSU en un RESA, es un proceso bacteriano que en anaerobiosis, involucra la hidrólisis de compuestos de carbono y nitrógeno orgánico, con la formación de ácidos y gases dependiente de las condiciones ambientales, se estimula, retarda o inhibe la producción de metano. El conocimiento detallado de esta acción integral biológica, facilita la gestión correcta de lo RSU a favor de la prevención de la salud humana, la conservación de los recursos naturales y el ambiente.
1.6 Bibliografía
Ağdağ, O. N. and Sponza, D.T. (2005). Effect of alkalinity on the performance of a simulated landfill bioreactor digesting organic solid wastes. Chemosphere, 59(6):871-879.
Al-Yaqout, A. F.; Hamoda, M. F. (2003). Evaluation of landfill leachate in arid climate-a case study. Environment International, 29(5):593-600
Balagurusamy, N (2007). Un estudio preliminar de la caracterización molecular de eubacterias en un digestor anaerobio, termofílico alimentado con desechos de una polleria. Revista Mexicana de Ingeniería Química. 6(3):237-242.
Banar, M., Zkan, A.O. and Kurkcuoglu, M (2006). Characterization of the leachate in an urban landfill by physicochemical analysis and solid phase microextraction-GC/MS, Environmental Monitoring and Assessment, 121: 439-459
Bashir, B.H. and Matin, A. (2004) Effect of calcium and potassium on sodium inhibition to Methanogens in anaerobic treatment processes. Electron. J. Environ. Agric. Food Chem. 3(6):769-776
Berge, N.D.; Reinhart, D.R.; Dietz, J.D.; Townsend, T. (2007). The impact of temperature and gas-phase oxygen on kinetics of in situ ammonia removal in bioreactor landfill leachate. Water Research, 41(9):1907-1914
Calli, B., Mertoglu, B., Inanc, B. (2005) Landfill leachate management in Istanbul: applications and alternatives. Chemosphere, 59(6): 819-829
Chen, Ye & Cheng, Jay J (2007). Effect of Potassium Inhibition on the Thermophilic Anaerobic Digestion of Swine Waste. Water Environment Research. 79(6):667-674
Chen, Ye; Cheng, Jay J.; Creamer, Kurt S. (2008). Inhibition of anaerobic digestion process: A review. Bioresource Technology, 99(10):4044-4064
Haug, R.T. 1993. The Practical Handbook of Compost Engineering. Lewis Publishers, Boca Raton, Fl. 717 pages, USA.
INEGI (Instituto Nacional de Estadística y Geografía). 2004 Cápsula Informativa de Estadísticas Ambientales. http://www.inegi.gob.mx/inegi/contenidos/espanol/prensa/Contenidos/capsulas/2004/ambientales/residuos. Accesada el 9 de noviembre de 2008.
Karnchanawong, S; Ikeguchi, T.; Karnchanawong, S.; Koottatep, S. (1995). Characteristics of leachate produced from simulation of landfill in a tropical country. Water Science and Technology, 31(9):119-127.
Kayhanian, M. (1994). Performance of A high-solids anaerobic digestion process under various ammonia concentrations. Chemical Technology and Biotechnology, 59(5):349-352
Kulikowska, D. and Klimiuk, E (2008). The effect of landfill age on municipal leachate composition. Bioresource Technology, 99, Issue 13, September 2008, Pages 5981-5985
Lo, Huang-Mu; Liao, Yuan-Lung (2007). The metal-leaching and acid-neutralizing capacity of MSW incinerator ash co-disposed with MSW in landfill sites. Journal of Hazardous Materials, 142(1-2):512-519
Pohland, F.G. (1992). In: Design of anaerobic processes for the treatment of industrial and municipal wastes (ed. J.F. Malina and F.G. Pohland). In: Water Quality Management, Vol. 7 Technomic Publishing Co. Lancaster, PA. USA.
Reinhart, D.R., McCreanor, P.T and Townsend, T (2002). The bioreactor landfill: Its status and future. Waste Management Research, 20:172-186.
SEDESOL (Secretaria de Desarrollo Social, Subsecretaría de Desarrollo Urbano y Ordenación del Territorio) (2002). Manual Técnico-Administrativo para el Servicio de Limpia Municipal, Sedesol, México, 1995-2002.
Scherer, P.A., Vollmer, G.-R., Fakhouri, T. and Martensen, S. (2000). Development of a methanogenic process to degrade exhaustively the organic fraction of municipal "gray waste" under thermophilic and hyperthemophilic conditions. Water Science and Technology. 41(3):83-91.
Sung, S. and Liu, T. (2003). Ammonia inhibition on thermophilic anaerobic digestion. Chemosphere, 53(1):43-52.
Siegrist, H., Renggli, D. and Gujer, W. (1993). Mathematical modelling of anaerobic mesophilic sewage treatment. Water Science and Technology, 27(2):25-36.
Tatsi, A. A. and Zouboulis, A. I. (2002). A field investigation of the quantity and quality of leachate from a municipal solid waste landfill in a Mediterranean climate (Thessaloniki, Greece). Advances in Environmental Research, 6(3):207-219
Tchobanoglous, G., Theisen, H., and Vigil, S. (1993). Integrated Solid Waste Management: Engineering Principles and Management Issues. McGraw-Hill, Boston, Mass. USA.
Tränkler, J.; Visvanathan, C.; Kuruparan, P.; Tubtimthai, O. (2005). Influence of tropical seasonal variations on landfill leachate characteristics-Results from lysimeter studies. Waste Management, 25(10):1013-1020
Warith, M.A. (2002). Bioreactor landfills: Experimental and Field Results. Waste Management, 22(1):7-17.
Zhao, X., Musleh, R., Maher, S., Khire, M.; Voice, T.C.; Hashsham, S.A. (2008). Start-up performance of a full-scale bioreactor landfill cell under cold-climate conditions. Waste Management, 28(12):2623-2634.
Agradecimientos. A la Coordinación de la Investigación Científica (2008) de la UMSNH por las facilidades para su publicación.
Autor:
Liliana Marquez Benavides
Manejo de residuos sólidos, Instituto de Investigaciones Agrícolas Pecurias y Forestales.
Juan Manuel Sanchez-Yañez
Microbiología Ambiental, Instituto de Investigaciones QUÍMICO BIOLÓGICAS. Universidad Michoacana de San Nicolás de Hidalgo, Morelia, Mich, México.
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