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