7. Tratamiento y uso de recursos producidos con excretas porcinas

 

Roberto Sosa

 

Instituto de Investigaciones Porcinas

AP 1, Punta Brava

La Habana 19 200, CUBA

 

 

7.1  INTRODUCCIÓN

Las excretas porcinas, vistas por muchos como un contaminante ambiental de importancia, pueden generar recursos muy valiosos mediante su procesamiento, de forma tal, que  al  reciclarse parte de la energía y de sus nutrientes, contribuyen a hacer sostenible en el trópico la producción porcina y de otras especies animales integradas.

 

Desde el siglo pasado se conocía en la India y China el uso de procesos fermentativos para producir el biogás y tratar ecológicamente  las excretas de animales de forma artesanal (Turzo et al.., 1984). En los biodigestores, que son las instalaciones donde ocurren estos procesos, se obtiene además un efluente líquido cuyo valor económico como fertilizante es equivalente al del biogás (Kellner, 1990).

 

Estudios realizados en Cuba han demostrado que el uso del efluente líquido representa económicamente más beneficio que el propio biogás (Carballal, 1998). El tratamiento anaerobio de residuales orgánicos (específicamente de excretas de animales)  imita a los procesos que ocurren en la naturaleza donde no existen los desechos o desperdicios sino materia prima para crear otro tipo de material útil para la vida.

 

Es de destacar que en los últimos años el desarrollo de esta tecnología ha sido centrado en los aspectos técnicos principalmente en la identificación del tipo de planta más apropiado para las condiciones dadas lo que ha permitido su generalización en las zonas rurales (Sasse, 1986).

 

Si tenemos en cuenta que los primeros biodigestores que se construyeron en China y en la India fueron de cúpula fija y campana flotante respectivamente; más tarde se han desarrollado otros más sencillos, rápidos de hacer y con materiales más baratos como goma,  cloruro de polivinilo  (PVC), red-mud-plastic (RMP) y polietileno (Kopiske, 1985; Esquerra, 1989; Werner et al.., 1989). 

 

Además, ya en los últimos años en varios países subdesarrollados se están utilizando digestores tubulares de polietileno con el objetivo de reducir los costos de producción mediante el uso de materiales locales y la simplificación de: las instalaciones, operación y mantenimiento (Hieu et al.., 1994; Soeurn,1994; Sarwatt,1995; Khan,1996).

 

Un beneficio que implica esta tecnología es la sustitución de la leña por el biogás, por lo que previene en gran medida la destrucción de los bosques. Se ha calculado que un 1 m3 de biogás utilizado para cocinar evita la deforestación de 0.335 ha de bosques con un promedio de 10 años de vida de los árboles (Sasse, 1989).

 

Existen otras ventajas que se derivan de este sistema y que son difíciles de cuantificar como: el mejoramiento de las condiciones de trabajo de la mujer campesina, la  prevención de la deforestación y  de la contaminación del manto freático y la propagación de enfermedades al hombre y a los animales.

 

7.2 Tratamiento de excretas porcinas

Hoy, en los países industrializados, el tratamiento de los   residuales  es un deber apremiante. Todos están conscientes de las consecuencias que traen la sobrecarga del suelo y las aguas por  los desechos orgánicos no tratados y vertidos en cualquier lugar. Además, el aumento de los precios de las materias primas exige un reciclaje más importante de estos materiales. Por otra parte en los países del Tercer Mundo las instalaciones de biogás significan ante todo la producción de energía para cocinar (Gopalakrishnan, 1984 y Eggeling et al.., 1985).

 

En  principio, los  residuales orgánicos, y dentro de estos las excretas porcinas,  se estabilizan mediante tratamientos biológicos, los cuales se dividen en: aerobios (oxidación de la materia orgánica a través del oxigeno) y anaerobios (en éstos la concentración de oxígeno es perjudicial).

Dentro de los tratamientos aerobios podemos citar las siguientes tecnologías:

-          Lodos activados.

-          Lagunas de estabilización aerobias

-          Filtros  percoladores

En los anaerobios se encuentran:

-          Filtros anaerobios

-          Lagunas anaerobias

-          Biodigestores

 

Para residuales con una DBO5 menor de 4 000 mg/l se recomiendan los tratamientos aerobios y para los residuales con DBO5 mayor o igual a 4 000 mg/l  los anaerobios.

 

7.3 Aspectos bioquímicos  de la fermentación metanogénica.

 

El conocimiento de los factores microbiológicos y bioquímicos  que ocurren en la fermentación metanogénica es indispensable para entender la cinética de este proceso, y esto permite controlarlo e incidir  sobre ellos  para obtener resultados satisfactorios.

 

Hoy  se admite que en la fermentación bacteriana intervienen poblaciones microbianas diversas, en la que se distinguen  cuatro etapas:  hidrólisis, acidogénesis, acetogénesis y metanogénesis (Scriban, 1982; Marchaim, 1992).

 

Al menos  cuatro grupos tróficos diferentes de bacterias han sido aislados  en digestores anaerobios, pudiendo ser diferenciados  sobre la base de los sustratos fermentados y los productos finales formados (Imhof, 1938,  citado por Marchaim, 1992).

 

 

Estos cuatro grupos metabólicos son:

1. Las bacterias hidrolíticas y fermentativas, las cuales convierten una variedad de compuestos orgánicos como polisacáridos, lípidos y proteínas en otros productos como el ácido acético, H2, CO2. compuestos monocarbonados, ácidos grasos orgánicos y otros compuestos policarbonados.

2. Las bacterias acetogénicas productoras de hidrógeno, las cuales incluyen obligatoriamente a las dos especies facultativas que pueden transformar los productos del primer grupo, los ácidos orgánicos de más de dos átomos de carbono, por ejemplo el butírico y el propiónico  y los alcoholes policarbonados como el etanol y el propanol en hidrógeno y acetato.

3. Las bacterias homoacetogénicas, las cuales pueden convertir un espectro amplio de compuestos multi o monocarbonados en ácido acético.

4. Las bacterias metanogénicas, que transforman el H2, CO2  y compuestos monocarbonados, por ejemplo el metanol, CO y la metilamina, en acetato, o pueden formar metano de la decarboxilación del acetato.

La ecuación estequiométrica de Boswel es aplicable a la fermentación de la materia orgánica (Kenealy et al.., 1981; Yougfu et al.., 1989):

CnHaOb +(n – a/4 – b/2)H2O = (n/2 – a/8 +  b/4)CO2 +(n/2 + a/8 – 4)CH4

 

De modo que  la degradación de la materia orgánica para producir metano, depende de la interacción de varios grupos diferentes de bacterias. Una operación estable del digestor requiere que estos grupos de bacterias se encuentren en un equilibrio dinámico y armónico. Los cambios en las condiciones ambientales pueden afectar este equilibrio, y resultar en un aumento de microorganismos intermediarios que pueden inhibir todo el proceso. Esto tiene una importancia extrema para comprender hacia qué direcciones se mueven los procesos microbiológicos y bioquímicos y poder dirigir el sistema de digestión para producir biogás (Marchaim, 1992).

 

7.4 Factores que influyen en el proceso de digestión anaeróbia.

 

El proceso de conversión anaerobia depende de diversos factores, por ejemplo: el pH, la temperatura, la disponibilidad de nutrientes, la presencia de sustancias tóxicas, el tiempo de retención, la relación carbono – nitrógeno (C:N )  y el nivel de carga (An, 1996).

 El pH.  El rango de pH óptimo es de 6.6 a 7.6 (Yougfu et al.., 1989). Los ácidos grasos volátiles (AGV) y entre ellos el acetato, tienden  a disminuir el pH del sustrato  (Marchaim, 1992). Si las bacterias metanogénicas no alcanzan a convertir rápidamente los AGV como lo hacen las bacterias acetogénicas, éstos se acumulan y disminuyen el pH en el digestor. Sin embargo, el equilibrio CO2-bicarbonato opone resistencia al cambio de pH.

 Existen dos métodos  prácticos para corregir los bajos niveles de pH  en el digestor. El primero es detener la alimentación del digestor y dejar que las bacterias metanogénicas asimilen los AGV; de esta forma aumentará el pH hasta un nivel aceptable. Al detener la alimentación disminuye la actividad de las bacterias fermentativas y se reduce la producción de los AGV. Una vez que se haya restablecido el pH se puede continuar la alimentación del digestor pero en pocas cantidades, después se puede ir aumentando  gradualmente para evitar nuevos descensos en el pH.

 

El segundo método consiste en adicionar sustancias buferantes para aumentar el pH como el agua con cal. Las cenizas de soda (carbonato de sodio) constituyen una variante más costosa, pero previenen la precipitación del carbonato de calcio. Los requerimientos de bufer varían según el residual, los sistemas de operación y tipos de operación. Las normas para calcular estos requerimientos han sido desarrolladas por Pohland y Suidon (1978).

La temperatura. Los niveles de reacción química y biológica aumentan normalmente con el incremento de la temperatura. Para los digestores de biogás esto es cierto dentro de un rango de temperatura tolerable para diferentes microorganismos  (Schmid y Lipper, 1969). Las altas temperaturas causan una declinación del metabolismo, debido a la degradación de las enzimas; y esto es crítico para  la vida de las células. Los microorganismos tienen un nivel óptimo de crecimiento y un metabolismo dentro de un rango de temperatura bien definido, particularmente en los niveles superiores, los cuales dependen de la termoestabilidad de la síntesis de  proteínas para cada tipo particular de microorganismo.

Las bacterias metanogénicas  son más sensibles a los cambios de temperatura que otros organismos en el digestor. Esto se debe a que los demás grupos crecen más rápido, como las acetogénicas, las cuales pueden alcanzar un catabolismo sustancial, incluso a bajas temperaturas (Schimd y Lipper, 1969).

 

Existen tres  rangos de temperatura para la digestión de residuales, el primero es el mesofílico (de 20 a 45 0C), el  segundo es el termofílico (por encima de 45 0C). El óptimo puede ser de 35 0C a 55 0C (Fair y Moor, 1937, citado por Gunnerson y Stuckey, 1986). La ventaja de la digestión termofílica es que la producción de biogás es aproximadamente el doble que la mesofílica, así que, los biodigestores termofílicos pueden ser la mitad en volumen que los mesofílicos, manteniendo su eficiencia general. 

 

Se han realizado numerosos trabajos  sobre  la digestión termofílica en países templados (Gunnerson y Stuckey, 1986). Sin embargo, se requieren considerables cantidades de energía para calentar los residuales hasta 55 0C. El tercer rango (psicrofílico) ocurre entre  los 10 y 25 0C  (Cullimore et al.., 1985; Paris et al.., 1988 y Wellinger et al.., 1988). Existen algunas restricciones para el uso de esta temperatura en la digestión anaerobia, como son:  la necesidad de utilización de reactores anaerobios de cama fija (UASB), inóculos mesofílicos, un tiempo de retención alto y mantener una acidificación baja  (Marchaim, 1992).

 

Nutrientes. Además de una fuente de carbón orgánico, los microorganismos requieren de  nitrógeno, fósforo y otros factores de crecimiento que tienen efectos complejos. Los niveles de nutrientes deben de estar por encima de la concentración óptima para las metanobacterias, ya que ellas se inhiben severamente por falta de nutrientes. Sin embargo, la deficiencia de nutrientes no debe ser un problema con los alimentos concentrados, pues estos aseguran cantidades adecuadas de nutrientes.

 

Por otra parte la descomposición de materiales con alto contenido de carbono ocurre más lentamente, pero el período de producción de biogás es mas prolongado. Los materiales con diferentes niveles de C:N difieren notablemente en la producción de biogás, por ejemplo, la relación de C:N en residual porcino es de 9 a 3 ; en  vacunos  de 10 a 20; en gallinas de 5 a 8; para humanos es de 8 y para residuos vegetales es de 35 . La relación  óptima se considera en un rango de 30:1 hasta  10:1, una relación menor de 8 :1 inhibe la actividad bacterial debido a  la formación  de un excesivo contenido de amonio ( Werner, 1989).

 

Toxicidad. Los compuestos tóxicos incluso en bajas concentraciones afectan la digestión disminuyendo los niveles de metabolismo. Las bacterias metanogénicas son generalmente las más sensibles, aunque todos los grupos pueden ser afectados (Marchaim, 1992).

Un nutriente esencial también puede ser tóxico si su concentración es muy alta. En el caso del nitrógeno, es importante mantener un nivel óptimo para garantizar un buen funcionamiento sin efectos tóxicos. Por ejemplo en alimentos para el ganado con elevado contenido de proteína, un desbalance debido a altos contenidos de nitrógeno y bajas disponibilidades energéticas, causa toxicidad por generación de amónio. Usualmente, el nivel de amonio libre debe ser mantenido en 80 ppm (Anderson et. al., 1982). Sin embargo, una concentración alta, de alrededor de 1500-3000 ppm, puede ser tolerada (Gunnerson y Stuckey, 1986). Marchaim (1992 citando a De Baere et al., 1984) ha informado señales iniciales de inhibición a una concentración de NH4 + de aproximadamente 800 ppm.

 

Se debe tener precaución para evitar la entrada al digestor de ciertos iones metálicos, sales, bactericidas y sustancias químicas sintéticas (Yongfu et al..,1989). Rodríguez et al.. (1996) han informado la reducción de gas cuando son utilizadas excretas de animales tratados con antibióticos. 

 

Nivel de carga.  Este parámetro se calcula como la materia seca total (MS) o materia orgánica (MO) que es cargada o vertida diariamente por metro cúbico de volumen de digestor. La MO o sólidos volátiles (SV) se refiere a la parte de la MS o sólidos totales (TS), que se volatilizan durante la incineración a temperaturas superior a 500 0C (AOAC, 1980). Los SV contienen  componentes orgánicos, los  que teóricamente deben ser convertidos a metano. Los residuales  de animales pueden tener un contenido de MS mayor del 10 %.  Según  los requerimientos operacionales para un reactor anaerobio, el contenido de MS no debe exceder el 10 % en la mayoría de los casos (Loher, 1974), por eso, los residuales de granjas se deben diluir antes de ser tratados.

 

La  eficiencia de la producción de biogás se determina  generalmente expresando el volumen de biogás producido por unidad de peso de MS o SV. La fermentación de biogás requiere un cierto rango de concentración de MS que es muy amplio, usualmente desde 1% al 30%. La concentración óptima depende de la temperatura. En China, la concentración óptima es del 6% en el verano a temperaturas entre 25-27 0C y entre 10 y 12 % en la primavera a temperaturas de 18-23 0C (Yongfu et al.., 1989).

 

Tiempo de retención. Existen dos parámetros para identificar el tiempo de retención de las  sustancias en el digestor:

1.       El tiempo de retención de los sólidos biológicos (TRSB) que se determinan dividiendo la cantidad de MO o SV que entra al digestor entre la cantidad de MO que sale del sistema cada dia.  Se asume que  el TRSB representa la media del tiempo de retención de los microorganismos en el digestor.

2.       El tiempo de retención hidráulico (TRH) es el volumen del digestor (VD) entre  la media de la carga diaria.

Estos parámetros son importantes para los digestores avanzados de alto nivel, los cuales han alcanzado un  control independiente del TRSB y del TRH a través de la retención de la biomasa. La medición del TRH es más fácil y más práctico que el TRSB al nivel de las granjas (An, 1996).

 

 

 

 

7.5 Biodigestores en el tratamiento de excretas porcinas

 

Como se mencionó anteriormente los biodigestores más utilizados en la agricultura son los de régimen semi – continuo, que de acuerdo con su principio  de funcionamiento y construcción pueden ser:

·         De campana flotante o tipo hindú, que es el más popular en ese país donde varias instituciones hasta 1985 han construído diferentes tipos de estas plantas resultando en la instalación de más de 460 000 unidades. Aunque una parte fueron construídas con ladrillos, cemento y acero para la campana que flota sobre el residual del digestor que es donde se almacena el biogás, más tarde se desarrolló la tecnología KVIC con campana de diversos materiales como: ferrocemento, fibra de vidrio, de polietileno de alta densidad, de PVC, de láminas rígidas de PVC y hasta de cemento y bambú (Srinivasan  y  Hanuman, 1986; Robin, 1990; Nazir,1991).  Esta variante se construye de forma vertical u horizontal y en cuanto a su uso social y volumen pueden ser individuales o comunales.

·         De tipo chino o de cúpula fija. Alrededor de 7 millones de plantas han sido construídas en China, las cuales son fabricadas de distintas formas y capacidades, y con diferentes materiales, pero tienen un diseño básico en el que el biogás es colectado en una cúpula fija (Nazir,1991). En Tailandia se ha diseñado  este tipo de biodigestor pero con anillos de bambú, mientras los coreanos desarrollaron uno de bajo costo  que consiste en un tanque de ladrillos y cemento cubierto con lona de PVC.

·         Del tipo tubular o de "plug flow"  hechos de goma,  polietileno o  Red-Mud-Plástic (RMP). Este último  material fue desarrollado por primera vez en Taiwán y después en China donde ha demostrado sus excelentes cualidades para ser usado en biodigestores. Este material, producido en forma laminar, es una mezcla de lodos rojos residuales de la extracción de la bauxita y contiene PVC, plasticador, estabilizador y otros ingredientes (Gopalakrishnan, 1982).  Al principio los digestores de RMP se hacían tubulares. Más tarde  se construyeron en forma de tiendas de campaña. También de esta forma se han construído biodigestores en Nepal, pero de PVC (Devkota, 1986).

En los últimos años,  países como Colombia, Etiopía, Tanzania, Vietnam, Cambodia y Bangladesh han estado utilizando este  tipo de biodigestor, basado  en el modelo  taiwanés (An et. al. , 1994).

También, han sido bien recibidos por los campesinos pobres en Vietnam para producir  combustible limpio  y reemplazar la leña. En tres años se instalaron en Vietnam más de 800 digestores de polietileno, en su mayoría pagados por los  propios campesinos (An  y  Preston, 1995).

·         Con distintas variantes y diferentes tipos de materiales como por ejemplo: la Surahi (Gopalakrishnan, 1982), el sistema JWALA, que es con agitador, digestor de ladrillos y cemento con cúpula de polietileno de baja densidad y diferentes detalles constructivos (Umesh, 1981) y las del tipo andino, entre otras, que es con calentamiento solar (Theilen, 1990). Además de los digestores señalados anteriormente existen otros sistemas  de tratamiento anaerobio para depurar residuales como los filtros anaerobios y los reactores UASB (Alessandra et. al., 1997), además de combinaciones mixtas de estos  dos (Guo-Qiang, 1992).

 

 

 

7.6 Distintos sistemas de plantas de biogás según su régimen de carga

 

Según el régimen de carga, los biodigestores (López, 1998; Mayari, 1998) suelen dividirse en:

 

De lote o batch: Se cargan de una vez en forma total o por intervalos durante varios días, y la descarga se efectúa cuando han dejado de producir gas combustible. Es aplicable cuando se presenten  problemas de manejo o cuando la  MO está disponible de forma intermitente.

 

De régimen semi-continuo: Este tipo de digestor es más utilizado en la zona rural, cuando se trata de sistemas de uso doméstico. Se cargan por gravedad una vez  al día con volúmenes de mezcla que depende del tiempo de fermentación. Producen una cantidad   de gas constante al dia.

 

De régimen continuo: Este tipo de digestor se desarrolló principalmente para el tratamiento de aguas negras y en la actualidad su uso se ha extendido al manejo de otros sustratos. Son plantas de gran tamaño en las que se emplean equipos comerciales para alimentarlos, proporcionarles agitación y control. Por estas razones son  grandes consumidoras  de energía.

 

Completamente mezclados:  A diferencia de los anteriores estos sistemas requieren menores tiempos de retención (10 a 30 dias). Son aplicados a residuos con alto porcentaje de sólidos totales,  a fin de lograr un mayor contacto entre la biomasa microbiana y el sustrato en cuestión (Clausen y Gaddy,1983; Demuynck,1984; Kostenber y Marchaim, 1993; Weiland,1993).

 

En la actualidad, para garantizar la mezcla en el interior del reactor se emplean diversos  sistemas tales como: sistema  de paletas internas, los digestores con movimiento circular a través de un eje central,  y por medio del retorno del propio biogás  a presión (Chaise, 1989).

 

El tiempo de mezclado varía en dependencia de la complejidad del sustrato empleado, regulándose  en cada caso  a fin de controlar la velocidad global del proceso (Rojas, 1995).

 

La principal desventaja de estos reactores la constituyen las bajas velocidades de carga con que pueden ser operados y los relativamente altos tiempos de retención requeridos, unido a la complejidad del sistema de mezclado, sobre todo en su construcción y mantenimiento (López, 1997).

 

De dos etapas:  Existen múltiples combinaciones de digestores de dos etapas. La concepción de estos sistemas está basada en el hecho de que varios grupos de bacterias involucradas en el proceso de descomposición de la materia orgánica compleja  requieren  de diferentes condiciones de pH y tiempo de retención para su crecimiento óptimo.

En estos sistemas, en el primer reactor ocurre la hidrólisis y acidogénesis de la materia orgánica compleja, mientras que en el segundo se lleva a cabo la acetogénesis y metanogénesis  del material acidificado (Mata-Alvarez,1987). 

 

Las variantes estudiadas de estos sistemas de doble etapa presentan como desventaja largos tiempos de retención hidráulicos requeridos en la primera fase del tratamiento y las bajas eficiencias de conversión reportadas (Ghosh,1975; Rijkens,1981).

 

Aún con la aplicación de reactores de alta tasa en la segunda etapa, la velocidad de conversión total y la eficiencia global es determinada por la etapa de la hidrólisis y acidificación, por lo que cualquier estudio en cuanto al mejoramiento de la velocidad de esta primera etapa sería de gran importancia a los efectos económicos de esta variante (López, 1997).

 

De digestión anaerobia seca: Este tipo de digestión es en la que tiene lugar el proceso de degradación de residuos orgánicos con concentraciones de sólidos totales del orden del 20% o superiores.  Las principales ventajas de este sistema comparado con los procesos de digestión de lodos anteriormente citados son los siguientes:

-   Bajos consumos de agua. Solamente se requiere una mínima cantidad de agua para llevar a cabo el proceso.

-   El volumen del reactor es relativamente pequeño, debido a la alta densidad de materia orgánica con que es operado

-          Los requerimientos energéticos, con el fin de mantener una temperatura controlada el sistema son bajos (producción endógena).

 

7.7 El biogás sus propiedades físicas, utilización y purificación.

El biogás es producido por las bacterias durante la digestión o fermentación de la materia orgánica bajo la condición de exclusión del aire (proceso anaerobio) y es un combustible más confiable si el contenido de metano es más del 50 % (Sasse et. al.,1991)

 

De forma general, al biogás se ha definido como la mezcla de gases cuya composición varía de acuerdo a los detalles de su producción (Hesse, 1983). Según Prats et al.. (1996) la composición del biogás procedente de la digestión anaerobia de los excrementos de animales es la siguiente: CH4, 50 al 70 %, CO2, 30 al 50 %,H2S... 1 %, H2 , 2 %.

 

Entre sus propiedades físicas más notorias se encuentra su capacidad de quemarse casi sin olores, con llama azul y un calor de combustión equivalente a 21.5 MJ m-3 (573 BTU por pie cúbico o 5135 kcal m-3), valor que  puede variar entre 19.7 y 23 MJ m-3. Su temperatura de auto-ignición es similar a la del metano puro y varía de 923 K hasta 1023 K (650-750 °C). Como media, el biogás no purificado produce de 20 a 23 MJ m3 (4700-5500 kcal m-3).

 

Principales usos del biogás.

Hesse (1983) ha indicado que un  metro cúbico de biogás totalmente combustionado es suficiente para: generar 1.25 kwh de electricidad, generar 6 horas de luz equivalente a un bombillo de 60 watt, poner a funcionar un refrigerador de 1 m3 de capacidad durante una hora, o hacer funcionar una incubadora de 1 m3 de capacidad  30 minutos o hacer funcionar un motor de 1 HP durante 2 horas.

 

En principio, todos los motores pueden ser adaptados a biogás, pero los más conmúnmente usados son los motores de gas-Otto y los de gas-Diesel (Dohne, 1998).  Esto quiere decir que un metro cúbico de biogás puede compararse con 0.4 kg de aceite diesel, 0.6 de petróleo o 0.8 kg de carbón. 

 

La presión a la que se encuentra el biogás almacenado define la distancia a la que se puede transportar a través de tuberías. Se ha calculado ( Borda citado por Hesse, 1983) que a la presión de 0.8 kN m2 (8 cm de columna de agua) puede transportarse 1 m3  de biogás por hora  en  una tubería de 1.27 cm (1/2”) a  una distancia de 20 m, así como  en tuberías de 1.91 cm (3/4”) a 150m de distancia . Para un diámetro de 2.54 cm (1”) podrá transportarse a  500 m. Si se precisa de 2m-3 por hora se deben disminuir las distancias.

Purificación del biogás

 

En la práctica la  purificación del biogás es  la remoción del dióxido de carbono o el sulfuro de hidrógeno o ambos. El dióxido de carbono es eliminado para aumentar el valor como combustible del biogás. El sulfuro de hidrógeno se elimina para disminuir el efecto de corrosión sobre los metales  que están en contacto con el biogás (Hesse, 1983).

 

Para las comunidades rurales es más práctico no ocuparse de  la remoción del dióxido de carbono. En general los campesinos prefieren un gas menos eficiente que tener tiempo ocupado en el control del mismo, por lo que en las pequeñas granjas esta labor se considera innecesaria. Para grandes plantas de biogás y otras específicas donde los aspectos técnicos son menos onerosos, existen justificaciones económicas para la purificación.

 

El método químico más simple y eficiente de remoción del dióxido de carbono es su absorción en agua de cal. Este método necesita mucha atención por cuanto el agua de cal se agota y necesita recambiarse  frecuentemente, lo que trae como consecuencia su preparación frecuente sino se obtiene comercialmente. El agua de cal puede sustituirse por una solución acuosa de etanolamina la cual absorbe el dióxido de carbono (y también el sulfuro de hidrogeno), aunque este proceso es caro para hacerlo rutinario en la purificación del biogas debido  al calentamiento periódico a que tiene que ser sometida esta sustancia para su regeneración.

 

Otra alternativa, es utilizar otro residual fuertemente alcalino como medio de absorción de estos gases como son los efluentes de cultivos de  microalgas.  El líquido efluente del digestor es vertido directamente en un tanque  de gran tamaño para producir el alga spirulina. El alga es filtrada para   ser usada como alimento  de cerdos o patos o bien  como aditivo, y el agua residual que  tiene un valor de pH de 10 o más es almacenada en un tanque cilíndrico. Esta agua se hace atravesar en contracorriente al  biogás. El agua que queda como resultado de esta reacción contiene carbonato de hidrogeno la cual es reutilizada en el cultivo de las algas.

 

El dióxido de carbono es bastante soluble incluso en agua neutral (878 cc/litro a 20 °C) bajo presión atmosférica, así que el lavado con agua ordinaria es quizás el método mas sencillo de eliminación de impurezas.

 

El  CO2 es soluble en agua mientras que el metano no lo es. A alta presión, la solubilidad del CO2 aumenta proporcionalmente permitiendo que la concentración de  metano  en el biogás se incremente (Lau-Wong, 1986).

 

Además de los métodos tradicionales de desulfuración con limallas de hierro existe un procedimiento basado  en la adición de aire al 1.5 % del volumen de biogás producido (Henning, 1986). Con este método se asegura una disminución del contenido de H2S  de aproximadamente 120 ppm o 0.012 % en  volumen de biogás.

 

7.8 Biodigestores construídos por el Instituto de Investigaciones Porcinas.

 

El Instituto de Investigaciones Porcinas  de Cuba desde la década de los 80 ha desarrollado y construído biodigestores de cúpula fija  y  tubulares de polietileno.

 

La gama de variantes constructivas  de los digestores de cúpula fija comprende desde los 8 hasta los 90 m3. En la tabla 1, se muestra  el comportamiento de un digestor de este tipo con excretas porcinas y vacunas y en la tabla 2 se ofrece la caracterización de los residuales utilizados en un biodigestor tubular de polietileno.

 

Tabla1. Característica del residual y el biogas en un biodigestor de cúpula fija de 12 m3.

 

S.T%

S.V %

pH

CO2  %

O2  %

H2  %

CH4 %

m3 /d

kg

Entrada digestor

8,7

7,38

4,96

-

-

-

-

-

 

Salida digestor

1,73

1,16

7,8

-

-

-

-

-

 

Remoción, %

80,0

84,0

-

-

-

-

-

-

 

Composición Biogas

 

 

 

34,28

1,16

4,36

60,0

-

 

Producción Biogas

 

 

 

 

 

 

 

6,48

 

Excreta:

Porcina

Vacuna

 

 

 

 

 

 

 

 

39

105

Fuente: Félix (1994).

 

Tabla 2: Composición  química de las excretas utilizadas en un biodigestor tubular de polietileno.

 

      Indicador

        Residual

 

Vacuno

Residual                   Porcino

Vacuno

 

 

 

Afluente

 

 

Efluente

 

Afluente

 

Efluente

Materia Seca (%)

1.97 ± 0.89

0.35  ± 0.06

5.397 ± 2.467

2.51 ± 1.65

Cenizas (%)

12.82 ± 6.28

17.29 ± 9.35

21 ± 4.55

27.68 ± 11.49

Sólidos Volátiles

(%)

1.66  ± 0. 172

0.29  ±  0.05

4.28  ± 2.06

1.74 ± 1.10

Nitrógeno total (%)

4.04  ± 1.3

11.9  ±  2.36

2.61 ± 1.11

7.85 ± 3.42

Demanda Química

De Oxigeno (mg/L)

20333.48

± 19683.5

4417.64

± 6428.77

45534.42

± 16250.71

21 148

± 11903.66

PH

6.81 ± 0.48

6.81 ±  0.36

6.51 ± 0.7

7.36 ± 0.46

Fuente: Sosa (1999)

 

 

El valor  del metano en este tipo de instalación es de 67 % y  el de dióxido de carbono es de 32 %, lo que muestra  la buena calidad del biogás (Werner,1989, Eggeling et. al., 1985, Marchaim, 1992).  De forma general  se  verificaron para ambos residuales una  adecuada eficiencia en las remociones de la materia seca y de la D.Q.O. (Tabla 3).

 

 

Tabla  3: Indicadores productivos del biodigestor tubular de polietileno.

Indicadores

Residual vacuno

Residual vacuno-porcino

TRH (dias)

65.12 ± 7.49

25.45 ± 2.91

Carga orgánica

(kgMS/m3

digestor/día)

0.33 ± 0.14

2.16 ± 0.258

Carga orgánica

(kgSV/m3  digestor/día)

0.28 ± 0.13

1.713 ± 0.204

Rendimiento específico de biogás

(l/m3 digestor/día)

123.5 ± 24

314.09 ± 65.74

Eficiencia de remoción  DQO (%)

73.43 ± 14.4

56.77 ± 20

Eficiencia de remoción MS (%)

71.77 ± 20.07

59.2 ±20

Eficiencia de remoción SV (%)

71.07 ± 18.3

63.89 ± 15.8

Fuente: Sosa (1999)

 

7.9 Uso del efluente  de los biodigestores

 

Otro producto,  quizá el más importante desde el punto de vista económico, es el afluente del biodigestor. Su uso  ha sido probado en  varios países y en diferentes cultivos, reportando incrementos en las cosechas y  mejoramientos en las propiedades del suelo (Daize et al.,1991; Xuesheng et al.,1992; Jianmin et al., 1992; Kanwar et al.,1993 y Singh et al.,1995) a diferencia de los fertilizantes químicos que reducen la  productividad de la tierra (Narain, 1990).  También se utiliza para la acuicultura (Yu, 1992) y  se investiga en la alimentación de cerdos como suplemento (Tong, 1995).  En la tabla 4 se expresa la concentración de nutrientes encontrados  en  efluentes de  biodigestores  con distintos tipos de excretas (Werner, 1989).

 

Tabla 4. Concentración de nutrientes (en % Sólidos Totales) encontrados  en  efluentes de  biodigestores  con distintos tipos de excretas

Tipo de Excretas

NRAG

P2O5

K2O5

CaO

MgO

Vacuna

2.3 - 4.7

0.9 – 2.1

4.2 – 7.6

1.0 – 4.2

0.6 – 1.1

Porcina

4.1 – 8.4

2.6 – 6.9

1.6 – 5.1

2.5 – 5.7

0.8 – 1.1

Avicola

4.3 – 9.5

2.8 – 8.1

2.1 – 5.3

7.3 – 13.2

1.1 – 1.6

 

En muchas zonas se han comenzado investigaciones sobre el empleo de los efluentes de biodigestores sobre los rendimientos de diferentes cultivos, algunos de estos resultados  se presentan en la tabla 5.

 

Almacenamiento y aplicación del efluente

 

Con vistas a retener las propiedades fertilizativas del efluente de biodigestores es necesario almacenar al efluente en forma líquida dentro de  un hueco o tanque con tapa y después  aplicarlo en el campo.

 

Esto es debido a que el almacenaje en forma líquida trae consigo pérdidas de nitrogeno por la evaporación del amoníaco. Por esta razón y para limitar el volúmen del recipiente para almacenar (el cual debe equivaler al volumen de  30 días de suministro de efluente o corresponder al 50 % del volumen del digestor), el período de almacenamiento debe ser limitado a 2 – 4 semanas (Werner, 1989). El resultado de un modo de fertilización casi continuo (cada 2 – 4 semanas) está sin embargo en contradicción con el criterio clásico de fertilización el cual recomienda fertilizar solo 2 –4 veces al año y en la fase de crecimiento de las plantas, que es cuando mejor utilizan las fuentes adicionales de nutrientes.  

 

Tabla 5. Efecto del  uso de efluentes de biodigestores sobre el rendimiento en las cosechas de varios cultivos.

 

Cultivo

Cantidad de efluente

(m3/ha)

Rendimiento con efluente (kg/ha)

Rendimiento con residual líquido   (kg/ha)

Incremento de la cosecha (kg/ha)

 

% del incremento

Boniato

17

24 000

21 500

2 500

12

Arroz

15

6 500

6 000

500

8

Maíz

22.5

5 000

4 600

400

9

Algodón

22.5

1 300

1 200

100

8

Fuente: Chengdu (1980) citado por Werner (1989)

 

Uso  de residuales  porcinos en el cultivo de plantas acuáticas.

En   Cuba,   donde  se   han  comenzado  los  estudios   de  la utilización   de   residuales   líquidos   porcinos   para   la  fertilización de plantas acuáticas (lemna, azolla y jacinto  de agua)  se han determinado los rendimientos obtenidos (tabla  6) y se destaca como superior el  rendimiento  del  jacinto  de agua (130 t/ha/año) seguido de la azolla con más de 30 t/ha/año y por último la lemna con alrededor de  18 t/ha/año. Sin embargo, estos rendimientos son susceptibles  de variar, en función de las condiciones climáticas, época del año y  fertilización,  por lo que no pueden ser  considerados  como valores definitivos (García,1996). Mientras que los mayores porcentajes de materia seca y proteína lo presentan la azolla y la lemna (tabla 7). En la tabla 8, se presenta la composición de aminoácidos de las plantas acuáticas. 

 

Tabla 6. Producción  de  plantas acuáticas en estanques  cubanos fertilizados con aguas residuales.

 

Rendimiento (t/ha/año)

Lemna

Azolla

Jacinto de agua

Materia fresca

307

569

2190

Materia seca

18.4

34.2

131.4

Nitrógeno

5.9

9.6

23.7

Fuente: García, 1996 (datos de Domínguez et al. 1993)

 

Tabla 7. Análisis proximal de plantas acuáticas (% BS)

 

Lemna

Azolla

Jacinto de agua

Materia seca

6.2

6.2

5.6

Proteína cruda

28.0

30.7

19.0

Fibra cruda

21.3

23.6

25.0

Cenizas

28.0

28.6

25.0

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

Tabla 8. Composición de aminoácidos (%MS) en plantas acuáticas.

A.A 1

Lemna

Azolla

Jacinto

 

Xm

DS

Xm

DS

Xm

DS

Alanina

1.72

0.07

1.26

0.04

0.81

0.03

Arginina

1.59

0.06

1.17

0.03

0.69

0.02

Aspártico

2.70

0.08

1.09

0.03

1.34

0.04

Cistina

0.21

0.01

0.19

0.01

0.16

0.01

Glutámico

3.11

0.08

2.48

0.06

1.50

0.06

Glicina

1.55

0.06

1.12

0.03

0.81

0.03

Histidina

0.53

0.02

0.43

0.01

0.26

0.01

Isoleucina

1.35

0.04

0.96

0.03

0.58

0.01

Leucina

2.40

0.06

1.80

0.04

1.06

0.03

Lisina

1.16

0.04

0.87

0.03

0.58

0.02

Metionina

0.47

0.02

0.36

0.01

0.22

0.01

Fenilalanina

1.49

0.04

1.08

0.03

0.66

0.02

Serina

1.35

0.04

1.02

0.03

0.66

0.02

Threonina

1.30

0.04

0.92

0.03

0.62

0.02

Valina

1.80

0.05

1.31

0.04

0.84

0.03

N 2

5.20

0.25

3.92

0.15

3.84

0.15

1 aminoácidos  2 nitrógeno

Fuente: Macias 1997 (datos no publicados).

 

Uso de residuales porcinos en el cultivo de peces de agua dulce.

Los residuales porcinos pueden ser reciclados a través  de biodigestores, lagunas de plantas acuáticas y  por último ser utilizados para la alimentación de peces como se observa en la tabla 9. Se conforma así, un eficiente sistema de reciclaje  de energía y nutrientes basado en la de reutilización  de  las excretas porcinas.

 

Tabla 9. Producción   de  peces  en  lagunas  fertilizadas   con residuales (García y Molinet, 1996).

Producción (t/ha/año)

País

Fuente

15

China

Chan (1994. Comunicación persona)

6.8-7.8

Tailandia

Edwards (1990)

1.0

Malasia

Tan y I luat (1900)

15

Hungría

Woynarovich (1980)

10

Tailandia

Delmendo (1980)

 

 

7.10 REFERENCIAS

Alessandra, A y  J.L. Junior. 1997. Produc. de biogas a partir de aguas residuarias de pocilgas  utilizando reatores UASB  sob quatro tempos de retencao hidraulica. Energia na  agricultura. 12: 49 – 55.

An Bui Xuan, Man Ngo Van, Khang Duong Nguyen, Anh Nguyen Duc y Preston, T. 1994. Installation and performance of low-cost polyethylene tube biodigesters on small scale farms in Vietnam. Proc. national seminar-workshop in sustainable livestock prod. on local feed resources. Agric. Pub. House Ho Chi Minh, pp. 95-103.

An Bui Xuan y Preston, T. 1995.  Low – cost polyethylene tube biodigesters on small scale farms in Vietnam. Electronic Proc. 2nd Intl. Conference on Increasing Animal Production with Local Resourses, Zhajiang,p.11. 

An Bui Xuan, 1996. The impact of low-cost polyethylene tube biodigesters on small farms  in Vietnam. MSc Thesis.  Univ. Uppsala. Uppsala.

Anderson, G.K., Donnelly, T. y McKeown, K.J.1982.  Process biochem.17: 28-32. AOAC. 1980. Official methods of analysis. Association of official analytical Chemits,Washington.

Carballal, J.M. 1998. Estudio económico. Proyecto PNUD\FAO CUBA 91-011. Pp 21.

Chaize, C. y  Bonhomme, M.1989. Desing, star-up and operation of a  commercial MSW methanation plant.  En: Energy from  biomass and waste XII. 13-17. New Orleans.

Clausen, E.C. y Gaddy, J.L. 1983. Methane production from agricultural residues by anaerobic digestion in batch and continuous culture. In: Fuel Gas Systems, Ed.D.Wise, CRC Press,  Boca  Raton. p 111.

Cullimore, D. R., Maule, A y Mansuy, N. 1985. Ambient temperature methanogenesis from pig manure wastes lagoons: thermal gradient incubator studies. Agricultural wastes, 12: 147.

Daize, H., Xun, M., Kejun, Y. y Shengqing. 1991. Bio-digestion-the pivot of China's eco-agricultural construction. Biogas Forum III. 46: 11-13.

Demuynck, M.; Nyns, E.J. y Palz,W.1984. Biogas plants in Europe: practical handbook.  D. Reidel Publishing Company,   Dordrecht.

Devkota, G.P. 1986.  Plastic bag biodigester.  En:  Biogas Newsletter, Kathmandu 23 p.1.

Dohne, E. 1998. Biogas for motors and engines. Biogas Forum II. 73:7.

Eggeling, G., G. Mackensen, L. Sasse y B. Stephan. 1985. Installations communautaires de biogaz. Borda  Breme, p. 5

Esquerra, M. 1989. Practical experiencies with low-cost biodigester. Biogas Forum IV 39: 4-9.

Turzo, E., J. Gutierrez, A. More, M. Ortega y A. Sanz. 1984. Estudio del tiempo de retención (T.R.) y de sinergia de deyecciones de ganado, en el proceso de fermentación anaerobia. Instituto Nacional de Investigaciones Agrarias, Madrid, p.   6.

García, M. D. y  Molinet Y. 1996. Algunos aspectos acerca de los sistemas de producción de biomasa acuícola a partir de los residuales porcinos. Rev. Comp. Produc. Porc. (3) I: 45 – 56.

Gopalakrishnam, N.K.1982.  Novel biogas plant.  En: Biogas News Inaugural Issue. p.1.

Gopalakrishnan, N.K. 1984.  Biogas News.  En: Biogas News No.2.

Lockstoke, M. 1983. Continuous flow in rubber digester.  En: Biogas Newsletter.

Gunnerson, C.G. y Stuckey D.C. 1986. Anaerobic digestion. Principles  and practices for biogas systems. The World Bank Technical  Paper #49, Washintong D.C., p.93-100.

Guo-Qiang, C. 1992. Overvieww on biodigester development in China. Biogas   Forum I 48: 7-19,

Ghosh, S; Conrad, J.R y Klass, D.L. 1975. Anaerobic acidogenesis of waste water sludge. J. Water Pollution Control Fed. 47:30-45.

Hesse, P.R. 1983. Project Field Document No.23. Storage and transport of biogas. pp.61

Henning, R. 1986. Reduction of H2S in biogas by addition of doses of  atmospheric oxigen. Biogas Forum. 25: 2-6.

Hieu, L., L. Viet., B. Ogle,  y T. Preston. 1994. Intensifying livestock and fuel production in  Vietnam by  making better use of local resourses. Proc. national seminar-workshop in sustanaible livestock prod. on local feed resources. Agric. Pub. House Ho Chi Minh, p. 9-16.

Jianmin, F.,Changxi, L., y Shangxue, C. 1992. Biogas Forum.2: 28-30.

Félix, J.L. 1994. Evaluación del funcionamiento de una planta de tratamiento de residuales porcinos. Trabajo de diploma. Instituto Superior Politécnico José Antonio Echeverría, Ciudad de La Habana.

Kanwar, S., Nayyar, H. and Walia, D. 1993. Influence of biogas slurry on germination and early seebling growth of bread wheat. Biogas Forum III. 54:10 – 11.

Kellner, C. 1990. Slurry, the difficult advantage. Biogas Forum 40: 4-7.

Kenealy, W. y Zeikus, J.G 1981. Appl. Bacteriol. 146: 138-140.

Kostenberg, D y Marchaim, U. 1993. Solid waste from instant coffee industry as a substrate for anaerobic thermofilic  digestion. Water Science and Technology, 27: 97-107.

Khan, S. 1996. Low cost biodigesters. Programme for research on poverty alleviation, Grameen Trust Report.

Kopiske, G. 1985. Methane permeability of Polymer Sheetings. Biogas Forum 21: 1-6.

Lau-Wong, M. 1986. Studies on the dynamics of biogas processe. The effect  of pressure on gas production. Biogas Forum. 24: 6-10.

Lawrence, A. W. Y  McCarty, P.L. 1970. A unified for biological treatment desing and operation. J. Sanit. Eng. Div. ASCE,  96: 757-778.

López, M. 1997. Digestión anaerobia de lodos y residuos sólidos. Alternativa para su mejoramiento. Tesis de maestria en  ciencias del agua. CENIC, La Habana, p. 5-10.

Loher, R.C.1974. Agricultural waste management. Academic Press   Inc.  Marchain, U. 1992.  Biogas processes for sustainable development. Bull.FAO Agric. Services,   Rome, 95:165-193.

 

Mata-Alvarez, J.1987. A dynamic simulation of two-phase anaerobic   digestion system for solid wastes. Biotechnology and   Bioengineering. 30,844-851.

Marchain, U. 1992. Biogas processes for sustainable development.  Rome:  FAO, p. 15-17.

Mayari, R. 1998. Conferencias. Curso  de maestría en  ciencias del agua. CNIC, La Habana.

Nazir, M.1991. 1991. Biogas plants construction technology for rural  areas. En: Bioresource Technology,    Barkin, 35 p.283-289

Narain, L. 1990. Chemical fertilizers polluting land and water but NADEP compost offers solution. Biogas Forum. 40: 8 – 12.

Pohland, F.G. y Suidon, M.T. 1978. Prediction  of pH stability in   biological treatment systems. En: Rubin, A.J. (ed.),Chemistry  of Wastewater Technology. Ann Arbor Science Ltd. p.441.

Prats, I. 1996. Manual de gestió dels purins i de la selva reutilitzación agrícola. Barcelona,  p.40-41.

Robin, S. 1990. Bamboo cement biogas holder. Biogas Forum IV 43: 8-2.

Theilen, U. 1990. Solar-heated simple biogas plants for the andine area. Biogas Forum II 41: 4-11.

Rodriguez, L.1996. Participatory rural development: Experiences in Binhdien and Xuanloc villages in Vietnam. Proc. development workers`course: Integrated farming in human development. Tune Landboskole, Greve, en imprenta.

Rojas, O. 1995. Factores ambientales. En: Curso Taller internacional  sobre tratamiento anaerobio de aguas residuales. Universidad del Valle. Santiago de Cali.

Rijkens, B; Voetberg, J.W. 1981. Two-step process for anaerobic digestion of solid wastes. En: Proc. International symposium   on anaerobic digestion Travemunde.

Sasse, L. 1989. Evaluation of ecological benefits. Biogas Forum 37: 3-9.

Sarwatt, S., V. Lekule y T. Preston. 1995. Biodigesters as means for introducing appropriate technologies to poor farmers in Tanzania. Electronic Proc. 2nd Intl. conference on increasing animal production with local resources, Zhanjiang,  p.6.

Sasse, L. 1986. Use of digested slurry from biogas plants. Biogas Forum 27: 2-4, Sasse, L., C. Kellner y A. Kimaro. 1991. Improved biogas unit for   developing countries. Vieweg,  p.3-4.

Schmid, L.A. and Lipper, R.Z. 1969. Swine wastes, characterization and anaerobic digestion. Proc.Conf.on agric. Wastes. Cornell Univ., N.Y. p. 50-57.

Srinivasan, H.R. y  Hanuman,H.S. 1986.  New tecnological option to set up biogas plants. pp.1-44 

Scriban, R. 1982. Bioclimatologie. Technique & Documentation. Paris.

Singh, S.,Verma, H., Vatsa, D. y Kalia, A.  1995. Effect of biogas digested slurry on pea, okra, soybean and maize. Biogas Forum IV 63: 4- 7.

Soeurn, T. 1994. Low cost biodigesters in Cambodia. Proc. national seminar-workshop in sustainable livestock prod. on local feed resources. Agric. Pub. House  Ho Chi Minh, pp.109-112.

Sosa, R., J. Del Río, R. Chao y A. Perez. 1998. Una nota sobre la construcción y desarrollo de digestores de bolsa plástica en la montaña. Rev. Comp. de Produc. Porcina (5): 59-63.

Tong, W. 1995. Research on feeding pigs with anaerobic digested effluent as supplementation of mixed concentrate rations. Biogas Forum IV 63: 8-15.

Umesh, B.V.1981.  Biogas: The MCRC Way.  En: Monograph series on engineering of photosinthetic systems. 8: 2-21

Werner, U., U. Stohr y N. Hees. 1989. Biogas plants in animal husbandry. Germany : Vieweg & Sonh,  p.53-61.

Weiland, P. 1993. One and two step anaerobic digestion of solid agroindustrial residues. Water Science and  Technology 27:45-51.

Xuesheng, Z., Xiaokang, Z. y Bao Shan, W. 1992. An experiment of applied anaerobic digested residues as fertilizer for water melons. Biogas Forum p. 8 Yougfu, Y.,Yibo, Q.,Yunxuan, G.,Hui, Z.,Yuansheng, X.,Chenyong, X.,Guoyuan, F., JieX. Taiming, Z. y Gan, L.,1989. The biogas technology in China. Agricultural Pub.House, Beijing, pp.-54.