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UNIVERSIDAD AUTÓNOMA METROPOLITANA UNIDAD IZTAPALAPA
Informe final
DEGRADACIÓN Y ESTABILIZACIÓN ACELERADA DE RESIDUOS SÓLIDOS URBANOS (RSU) POR TRATAMIENTOS AEROBIOS Y ANAEROBIOS
Alumno ParticipantesIBI. Oscar Piña Maldonado. Especialización Biotecnología UAM-Iztapalapa
IQ. Reyna I. Rodríguez P. Especialización Biotecnología, UAM-Iztapalapa
IBI Yolanda Cruz Venegas Especialización Biotecnología, UAM-Iztapalapa
Ing. Sergio Espinosa Domínguez Servicio Social UAM-Iztapalapa
Est. IBI Rocio López Sánchez, Servicio Social UAM-Iztapalapa
Est Biol. Gabriela Alcántara Rosas Servicio Social UAM-Xochimilco
Participantes de la UAMI Participantes de CENICADra. Florina Ramírez Vives M. en C. Martha Ramírez Islas
Dra. Tania Volke Sepúlveda M. en C. Juan Antonio Velasco Trejo
Ing. Sergio Flores Martínez
Responsable del proyecto:Dr. J. Gerardo Saucedo Castañeda
Noviembre 2007
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INDICE
Resumen 31. Introducción 42. Antecedentes 5
2.1 Compostaje 52.2 Digestión anaerobia 11
3. Objetivos 183.1 Objetivo general 183.2 Objetivos particulares 18
4. Compostaje 204.1 Materiales y Métodos 204.2 Bioensayo con semillas de lechuga (Lactuca sativa) 214.3 Resultados y discusión del composteo 234.4 Evaluación toxicológica de la composta 244.5 Conclusiones del composteo 26
5. Digestión Anaerobia (DA) 275.1 Materiales y Métodos 275.1.1. Materiales y Condiciones Experimentales 275.1.2. Evaluación del ajuste de pH 285.1.3. Evaluación de la recirculación de lixiviados 295.1.4. Evaluación de la variación de la materia orgánica y materia
Inorgánica 305.1.5. Técnicas Analíticas 325.2 Resultados y discusión 335.2.1. Evaluación del ajuste de pH 335.2.2. Evaluación de la recirculación de lixiviados 425.2.3. Evaluación de la variación de la materia orgánica y materia
Inorgánica 435.2.4 Diseño de reactores a nivel piloto 475.3 Conclusiones de la Digestión Anaerobia 50
6. Conclusiones de los avances del proyecto 517 Formación de recursos humanos 528. Referencias 53
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Resumen.
La problemática de los Residuos Sólidos Urbanos (RSU) representa un reto importante
para nuestra sociedad, de tal manera que esta debe proponer nuevas alternativas de
tratamiento en función de las necesidades de cada comunidad. En este reporte se
señalan los resultados mas sobresalientes sobre el tratamiento del compostaje y de
digestión anaerobia de los Residuos Sólidos Orgánicos (RSO) provenientes del Municipio
de Nezahualcóyotl.
Para el caso del composteo, al variar las composición y condiciones de operación del
proceso se logró una degradación de los RSO cercana al 13% en 5 días de tratamiento
aerobio, esto es prometedor, ya que se promueve una rápida estabilización y al mismo
tiempo se tienen condiciones (>45°C) que permitirían eliminar contaminantes indeseables.
Asimismo se evaluó la calidad ecotoxicológica de los productos de degradación aerobia
(composta), cuando el proceso se realiza en condiciones controladas de temperatura y
humedad, es decir, degradación acelerada de 1 semana y maduración durante 9 semanas
mas, el producto fue toxicológicamente inocuo para la germinación de semillas de
lechuga. Sin embargo, cuando el proceso no es debidamente controlado la estabilización
no se alcanza y presenta problemas de toxicidad en este ensayo.
Para el caso de la digestión anaerobia, se encontró que existen varios factores que limitan
la digestión anaerobia de los residuos como son el control del pH, una elevada carga
orgánica de los lixiviados, el exceso de amonio, los niveles elevados de DQO y AGV´s,
especialmente de ácido propiónico, así como la composición de los residuos en función
del contenido de materia orgánica/materia inorgánica. De acuerdo a estos resultados es
necesario definir una estrategia para la recirculación de lixiviados y control del proceso.
Se establecieron los parámetros preliminares para el diseño de los reactores de digestión
anaerobia a una escala semi piloto de 120 L y 1.3 m3.
Desde el punto de vista de operación es necesario revisar profundamente las prácticas
administrativas y frente a los términos de referencia (objetivos, alcance del proyecto,
duración del mismo, periodos de vigencia, ) ya que a la fecha, aun no se tiene acceso a
los recursos del proyecto, lo cual dificulta enormemente la ejecución del proyecto.
Aun cuando el grupo de trabajo es pequeño, se esta haciendo un esfuerzo apreciable en
la formación de recursos humanos.
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1. INTRODUCCIÓN
La palabra basura se utiliza comúnmente para denominar a los desechos domiciliarios,
industriales, de jardinería, entre otros. A estos desechos les llamaremos Residuos Sólidos
Urbanos (RSU), de los cuales diferenciamos a los Residuos Sólidos Orgánicos (RSO).
La problemática de los RSU no es nueva ya que se remonta miles de años atrás desde
que el hombre se comenzó a establecer en forma sedentarios.
En la actualidad uno de los mayores problemas a nivel mundial es la contaminación, por
eso surge la necesidad de tratar a los RSO. Una alternativa es el tratamiento de los RSO
de forma acelerada para la obtención de energía (biogás) y composta de alta calidad
(mejorador de suelos). Esta alternativa parece ser viable para atender la gran
problemática a la que nos enfrentamos hoy en día que es la disposición final de los RSU.
En los rellenos sanitarios y tiraderos a cielo abierto, los RSO se degradan bajo
condiciones de anaerobiosis no controlados dando como resultado la generación de
biogás CH4 (60%) y CO2 (40%), lixiviados y fauna indeseable (insectos, roedores, entre
otros). Esto ocasiona contaminaciones al suelo, ríos subterráneos de agua dulce y a la
atmósfera.
El metano es un gas con un efecto invernadero 20 veces mayor que el dióxido de
carbono. Es por eso que se busca degradar a los RSU de una manera acelerada y
controlada simulando las condiciones de un relleno sanitario, con la finalidad de recuperar
el biogás para su posterior reutilización, además de contar con los beneficio del
composteo.
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2. ANTECEDENTES
2.1 Compostaje
El desarrollo del compostaje a gran escala tiene su origen en la India con las experiencias
llevadas a cabo por el inglés Albert Howard desde 1905 a 1947. Su éxito consistió en
combinar sus conocimientos científicos con los tradicionales de los campesinos. Su
método, llamado método lndore, se basaba en fermentar una mezcla de desechos
vegetales y animales, humedeciéndola y agitándola periódicamente.
En el año de 1925 en Europa se comenzó a estudiar la posibilidad de descomponer a
gran escala los RSU de las ciudades con la puesta en marcha del método Hindú lndore.
En la ciudad holandesa de Hanmer se instaló en 1932 la primera planta de composta a
partir de RSU. A principios de la década de los 60 había 37 plantas en Europa, dicho
número aumentó considerablemente y a principios de los 70 se llegó a 230 plantas, en
Francia y en España, instalándose en este último sobre todo plantas de composta en
Levante y Andalucía. Sin embargo, a partir de mediados de los setenta la evolución se
estancó y se cerraron numerosas plantas. Una de las causas de este estancamiento fue
la deficiente calidad de la composta producida ya que no se hacía separación previa en
origen de los residuos sólidos orgánicos y había poco interés de los agricultores en utilizar
los residuos. No fue si no hasta los últimos 20 años que se ha retomado con gran
conciencia en este tipo de procesos para poner un alto a la contaminación generada por
el hombre.
El composteo o compostaje es un proceso de fermentación en medio sólido (FMS) que
consiste en la utilización de un sustrato húmedo, sólido e insoluble llamado comúnmente
RSO que es transformado por microorganismos (Lonsane y col., 1985, Cannel y Moo-
Young, 1980), en condiciones aerobias controladas de pH, humedad, relación C/N, y
temperatura que combina las fases mesófilas (15 a 45 ºC) y termófilas (45 a 70 ºC) para
transformar un residuo orgánico en un producto estable, higeniziado y aplicable como
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mejorador de suelos que contiene materia orgánica y nutrientes: nitrógeno, fósforo,
potasio, magnesio, calcio y hierro.
La descomposición de la materia orgánica se consigue por la oxidación de las moléculas
complejas, que se transforman en otras más sencillas y estables. En este proceso se
genera calor que, al elevar la temperatura, produce la esterilización de la materia, la
eliminación de agentes patógenos y semillas indeseables.
Cabe recordar que los factores que afectan a los microorganismos son los que requieren
mayor control a lo largo del proceso.
Principales variables del proceso:
• Aireación: La aireación tiene un doble objetivo, por una parte proporciona el
oxigeno suficiente a los microorganismos y permite la evacuación del gas
carbónico producido. La aireación debe mantenerse en unos niveles adecuados
teniendo en cuenta que las necesidades del oxígeno varían a lo largo del proceso,
siendo bajas en la fase mesófila, alcanzando el máximo en la fase termófila y
disminuyendo al final del proceso. La aireación no debe ser excesiva, puesto que
puede disminuir demasiado la temperatura y en el contenido de humedad. Por
ejemplo, un exceso de ventilación podría provocar una evaporación que inhibiría
la actividad microbiana hasta detener el proceso de compostaje, con lo que podría
dar la impresión de que el proceso ha concluido prematuramente. También, el
exceso de ventilación traería como consecuencia un aumento considerable en los
costos de producción.
• Humedad: Los microorganismos necesitan agua como vehículo para transportar
los nutrientes y elementos energéticos a través de la membrana celular, la
humedad puede variar de un 55-60%. Si la humedad disminuye demasiado, se
detiene la actividad microbiana con lo cual se tendrá un producto biológicamente
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inestable. Por el contrario si la humedad es demasiado alta, el agua satura los
poros e interfiere en la difusión del oxigeno a través de las pilas, ocasionando
anaerobiosis y como consecuencia la putrefacción de los RSO.
• Temperatura: Durante el proceso de compostaje la temperatura varía dependiendo
de la actividad metabólica de los microorganismos. De acuerdo a este parámetro,
el proceso se puede dividir en cuatro etapas: mesófila, termófila, enfriamiento y
maduración. Inicialmente los RSO se encuentran a temperatura ambiente,
enseguida los microorganismos crecen y la temperatura sube considerablemente
en un lapso de 2-3 días alcanzando los 40OC (fase mesófila), la temperatura sigue
subiendo hasta alcanzar un intervalo comprendido entre 60-70oC (fase termófila),
la mayor parte de los microorganismos iniciales mueren y son reemplazados por
otros resistentes a esa temperatura (Tabla 1). A partir de los 60oC, los hongos
termófilos cesan su actividad y la reacción se lleva a cabo por las bacterias
formadoras de esporas y actinomicetos. En esta la fase la generación de calor se
iguala a la velocidad de pérdida de calor en la superficie de pilas, esto marca el
final de la fase termófila. Por último se produce una nueva fase mesófila o de
enfriamiento y una fase final de maduración en la que la temperatura se iguala
lentamente a la del medio ambiente. La temperatura se debe controlar, ya que, por
una parte, una temperatura baja supone una lenta degradación de los RSO
prolongándose los tiempos del proceso, una temperatura elevada determina la
destrucción de la mayor parte de los microorganismos (pasteurización), fenómeno
que permite asegurar la eliminación de patógenos, así mismo se debe tener
presente que las condiciones del tratamiento térmico mínimo para la eliminación
de patógenos es de 55oC durante 3 días.
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Tabla 1. Principales microorganismos identificados en muestras ambientales obtenidas durante el proceso de compostaje de RSU.
Bacterias Hongos ActinomicetosAcinetobacter Acremonium Actinomyces
Enterobacter Alternaria Nocardia
Escherichia coli Aspergillus flavus Thermoactinomyces
Klebsiella Aspergillus fumigatus Thermomonospora
Pseudomonas Cladosporium
Salmonella Fusarium
Serra tia Geotrichum
Shigella Mucor
• pH: Durante este proceso se producen diferentes fenómenos o procesos que
hacen variar este parámetro. Al principio y como consecuencia del metabolismo
fundamental bacteriano que transforma los complejos carbonados en ácidos
orgánicos, el pH desciende seguido de un aumento debido a la formación de
amoniaco, alcanzando el valor mas alto alrededor de 8.5 coincidiendo con el
máximo de la actividad de la fase termófila. Finalmente el pH disminuye en la fase
final o de maduración (pH entre 7 y 8) debido a las propiedades naturales de
amortiguador o tampón de la materia orgánica.
• Relación C/N: El carbono es utilizado por los microorganismos como fuente de
energía y el nitrógeno para la síntesis de proteínas. Una tercera parte del carbono
es transformado en CO2 y el restante entra a formar parte del protoplasma celular
de los nuevos microorganismos, además, para la producción de proteínas, se
necesita la absorción de otros elementos entre los cuales los más importantes se
encuentra el nitrógeno y en menores cantidades el fósforo y el azufre. Las formas
del carbono más fácilmente asimilables por los microorganismos son los azúcares
y las grasas. El nitrógeno se encuentra en su mayoría en forma orgánica de donde
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debe ser extraído o modificado por los microorganismos para poder ser utilizados.
A medida en que transcurre el proceso de compostaje la relación C/N se hace
cada vez menor. La relación óptima inicial debe estar entre 25-35, si es superior a
35 el proceso de fermentación se alarga considerablemente hasta que el exceso
de carbono es oxidado y la relación desciende a valores adecuados para el
metabolismo; si es inferior a 25 se producen pérdidas considerables de nitrógeno
en forma de amoniaco. Cuando la relación C/N no es adecuada, se debe
balancear agregando nutrientes ricos en C o N que permitan llegar al nivel
deseado, ya sea quitando celulosa, es decir, reduciendo el carbono o aumentando
el contenido de nitrógeno, por el contrario si la relación es baja se tendrá que
disminuir el nitrógeno y aumentar la celulosa.
Por otra parte se producen lixiviados como consecuencia de la descomposición de los
RSU, conteniendo una amplia composición de materia orgánica, metales, sales, entre
otros, que deben ser tratados adecuadamente.
La composta puede considerarse como un conjunto de residuos orgánicos que a través
de un proceso de fermentación da lugar a un producto inodoro y con alto contenido de
humus.
Debido al contenido de humus y de otras propiedades, la composta es más valiosa para el
suelo que los estiércoles u otros residuos orgánicos. Si se aplican estiércoles sin
tratamiento en la superficie del suelo, al no haber sufrido los procesos de degradación,
como el compostaje, se pierden nutrientes, particularmente el nitrógeno, en forma de
lixiviados contaminando gravemente las capas freáticas. Además, que pueden estar
contaminados con insectos, bacterias o semillas que no deberían encontrarse
naturalmente a los suelos.
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Los resultados de este tratamiento son una reducción de masa y volumen, la reducción
del contenido de humedad y la estabilización de la materia orgánica, permitiendo su uso
en agricultura y en jardinería. El principal inconveniente es que el gasto de transporte se
convierte en criterio condicionante para su utilización.
Por otro lado, si la separación de los residuos urbanos no es totalmente eficiente es
posible encontrar contaminantes como: restos de vidrio, vajilla, cerámica, metales,
desechos de la construcción, envases de vidrio y plástico, láminas de polietileno, caucho,
nylon y otras fibras sintéticas, baterías y otros productos peligrosos de uso en el hogar
(envases de insecticidas, aerosoles, limpiadores, citando algunos de ellos).
Desde un punto de vista ambientalista, la composta posee un inestimable valor pues se
trata de la recuperación de materia orgánica a partir de los desechos originados por la
actividad humana, que sin ningún tratamiento contaminarían el entorno. Este producto
no es propiamente un abono, sino más bien un regenerador de los suelos, pero por
analogía con los abonos químicos es reconocido como abono. La materia orgánica es
necesaria para el desarrollo y mantenimiento de la vida bacteriana en el suelo, puesto que
sin ésta las plantas no podrían asimilar los elementos minerales, ni retener la humedad, ni
lograr un crecimiento óptimo.
La tendencia actual en la búsqueda de nuevas fuentes orgánicas es la de recurrir a los
residuos sólidos urbanos, cuyas fracciones orgánicas oscilan entre un 30 al 70% en peso
del total de la basura, mientras que los residuos generados en las plantas de tratamiento
de agua residuales, consistente en grandes cantidades de sustancias sólidas en forma de
lodos con altos niveles de materia orgánica y de nutrientes agrícolas.
Así, el composteo tiene un valor específico para la agricultura, pero además tiene un gran
valor en el ámbito ecológico, ya que aumenta la vida útil de los rellenos sanitarios, permite
manejar grandes volúmenes de residuos orgánicos de forma integral, y al mismo tiempo la
obtención de un producto final reutilizable.
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2.2 Digestión anaerobia (DA)
A partir del siglo pasado la demanda creciente de energéticos fósiles se ha ido
incrementando debido a los progresos y excesos del hombre hacia su entorno. Por esta
razón se han venido buscando alternativas para la obtención de energía la cual se puede
obtener por métodos alternos como la digestión anaerobia de los RSU. Así mismo el gran
problema que enfrentan los países por la disposición de los residuos sólidos a generado
la búsqueda de alternativas para acelerar los procesos de degradación y estabilización y
disminuir los riesgos ambientales.
La digestión anaerobia es un proceso que se lleva a cabo por si mismo en los sitios de
disposición de los residuos, sin embargo es un proceso lento por lo cual es necesario
trabajarlo como un biorreactor y acelerar la degradación mediante la manipulación de los
principales parámetros involucrados en la degradación.
La degradación anaerobia también puede realizarse en tanques perfectamente cerrados
llamados "digestores", que deben permitir la carga y descarga de materiales y poseer un
dispositivo para recoger el gas producido que puede ser almacenado en un gasómetro de
campana flotante y el metano se incinera en una antorcha. La característica principal de
un digestor es el tamaño, el cual es determinado por tres variables independientes:
1)Concentración de sólidos degradables, 2) Velocidad de alimentación de sólidos y
3)tiempo de residencia de los sólidos en el digestor.
La digestión anaerobia se puede definir como una biotransformación que se lleva a cabo
mediante diversos grupos de microorganismos, de las cuales las bacterias metanogénicas
(anaerobios estrictos) son los responsables de la producción de metano (CH4).
Una de las características más sobresalientes de los metanogénos es su extremada
especialización catabólica ya que a pesar de la enorme diversidad fisiológica son un
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grupo de bacterias que degradan compuestos simples de carbono y no pueden degradar
moléculas complejas como la glucosa a metano y dióxido de carbono.
El proceso de la digestión anaerobia consiste en cuatro fases: hidrólisis (bacterias
hidrolíticas), acidogénesis (acidogénicas), acetogénesis (acetogénicas) y la
metanogénesis (metanogénicas).
Hidrólisis. La materia orgánica polimérica no puede ser utilizada directamente por los
microorganismos, por lo tanto el primer paso de la digestión anaerobia de los RSO es la
hidrólisis de compuestos de alto peso molecular (proteínas, polisacáridos y lípidos) en
moléculas más sencillas (Figura 1). La hidrólisis de los RSO es llevada a cabo por
enzimas extracelulares excretadas por los microorganismos fermentativos.
La etapa hidrolítica puede ser la etapa limitante de la velocidad del proceso global, sobre
todo tratándose de residuos con alto contenido en sólidos. Incluso en casos donde las
fases acidogénicas o metanogénicas son consideradas como pasos limitantes, la
hidrólisis puede afectar al conjunto del proceso (Pavlostathis y Giraldo-Gómez, 1991).
Materiales orgánicos complejos Bacterias Materiales orgánicos simples(Proteínas, carbohidratos, lípidos) hidrolíticas (Aminoácidos, ácidos grasos, azucares)
Figura 1. Esquema general de las reacciones de la hidrólisis
Acidogénesis. En esta segunda fase los materiales orgánicos simples son convertidos a
Ácidos Grasos Volátiles (AGV´s), alcoholes, cetonas, aldehídos, agua, formato, acetato,
dióxido de carbono e hidrogeno por acción de las bacterias acidogénicas, ocasionando
que disminuya el pH por debajo de 6.8, (Figura 2).
Aminoácidos, ácidos grasos, azucares Acidogénicos AGV´s(propionato, butirato, alcohol, entre otros)
Figura 2. Esquema general de las reacciones de la acidogénesis
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Acetogénesis: En esta tercera fase los productos resultantes de la acidogénesis son
convertidos en ácido acético, formato, hidrógeno y dióxido de carbono (Figura 3). Esta
conversión procede de la acción de las bacterias acetogénicas obligadas a producir
hidrógeno (OHPA).
Productos intermediarios Acetogénicas Acetato, hidrógeno y(propionato, butirato, dióxido de carbonoalcohol, entre otros)
Figura 3. Esquema general de las reacciones de la acetogénesis
Metanogénesis. La cuarta fase o también llamada metanogénica intervienen las
bacterias metanogénicas que aumentan los valores de pH a 7.4, a partir de sustratos
monocarbonados o con dos átomos de carbono unidos por un enlace covalente. En esta
fase final de la digestión anaerobia los sustratos como el acetato, hidrogeno y dióxido de
carbono son transformados a metano y agua (Figura 4).
Acetato, hidrogeno y Metanogénicas Metano y agua dióxido de carbono
Figura 4. Esquema general de las reacciones de la metanogénesis
Las variables que influyen en el proceso de la digestión anaerobia son las siguientes:
• Temperatura: se ha demostrado que no hay gran variabilidad en la degradación
de los RSO en el intervalo de temperaturas de 20 – 40 oC. Por consiguiente de
forma general, a altas temperaturas las tasas de reacción química y biológica son
más rápidas que a bajas temperaturas. Pero se sabe que a temperaturas mayores
a 60oC la degradación se inhibe (referencia).
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• pH: Es considerado como la primera variable del proceso a controlar. Para que la
formación de metano se desarrolle de forma satisfactoria el pH debe ser mayor a
6.0, presentando problemas si llega a niveles menores de 6.0 o sube por encima
de 8.3 (Layet al., 1997). El proceso de inhibición parece completamente reversible,
aunque el tiempo de recuperación depende de la duración de la alteración.
Por otro lado, el pH es un importante modulador del sistema, puesto que influye en
varios equilibrios químicos, como es el caso del equilibrio amonio – amoníaco,
teniendo, una gran importancia por ser el amoníaco libre un importante inhibidor
en la fase metanogénica a pH > 8.5.
• Ácidos Grasos Volátiles (AGV´s). Vieitez y Ghosh (1999), demostraron que las
reacciones de fermentación se ven afectadas a concentraciones de 13,000 mg/L
acompañadas de un descenso del pH igual a 5. La acumulación de ácido
propiónico juega un papel muy importante durante la degradación ya que tiene un
efecto de inhibición en las poblaciones metanogénicas a altas concentraciones
mayores a 1000 mg/L. Hanaki et al. (1994), demostraron que el ácido propiónico
es el más toxico de los AGV´s .
• Amonio. La inhibición de amonio ocurre a concentraciones mayores a 1500mg/L,
con un incremento en el pH mayor a 8.5, siendo toxico para los metanógenos.
• Tamaño de partícula. La velocidad de hidrólisis esta directamente relacionada
con el tamaño de partícula de la materia orgánica, por que determina la adsorción
de las enzimas hidrolíticas en la degradación de esta.
• Contenido de sólidos: se suele operar en mejores condiciones con menos de un
10% en sólidos, lo que explica que la biomasa más adecuada sea la de alto
contenido en humedad.
• Nutrientes: para el crecimiento y la actividad de las bacterias, éstas tienen que
disponer de carbono, nitrógeno, fósforo, azufre y algunas sales minerales. Una
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óptima relación de C/N en la digestión anaerobia debe variar entre 20 y 30. Altas
relaciones C/N indican un rápido consumo de nitrógeno por los metanogénos y da
como resultado bajas producciones de gas. Sin embargo una baja relación C/N
causa la acumulación de amonio y un aumento en el pH mayor a 8.5, que se
vuelve tóxico para los metanogénos.
• Substancias tóxicas: La metanogénesis es sensible a diversos inhibidores, el
efecto tóxico depende no solo de sus concentraciones y de la habilidad de las
bacterias para aclimatarse a sus efectos. La inhibición depende de diferentes
variables como el pH, tiempo de retención hidráulica, temperatura y la
concentración, etc.. Hay que recordar que las poblaciones metanogénicas se ven
influenciadas por fuertes cambios en el medio ambiente. Los metales pesados,
iones de minerales y detergentes son otro grupo tóxico que inhiben a la
metanogénesis.
La velocidad limitante para la formación de metano es el hidrógeno, ya que si las
bacterias obligadas de producir hidrogeno (ohpa) no tienen una buena sintrofia con
las metanogénicas hidrogenofilicas la producción de AGV libera el hidrógeno que
es inhibitorio. Si hay sulfato en el medio habrá una competencia con las bacterias
sulfato reductoras formando como consecuencia sulfuro de hidrogeno. Esto puede
ocasionar la precipitación de sulfuros de metales pesados produciendo ácidos muy
corrosivos trayendo como consecuencia una disminución importante en el pH. Hay
que tomar en cuenta la sensibilidad a la inhibición por los hidrocarburos clorados,
detergentes, las bacterias reductoras del ión férrico (Fe3+), concentraciones
elevadas de amoníaco, sales minerales y algunas sustancias orgánicas como
pesticidas. Hay que tomar en cuenta que el oxígeno es un factor determinante
para la inhibición.
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El producto principal de la digestión anaerobia es el biogás, mezcla gaseosa de metano
(50 a 70%) y dióxido de carbono (30 a 50%), con pequeñas proporciones de otros
componentes (nitrógeno, oxígeno, hidrógeno, sulfuro de hidrógeno), cuya composición
depende de la materia prima y del proceso. La cantidad de biogás producido es variable
dependiendo de las condiciones de operación, especialmente el pH.
Por su parte, el efluente de la digestión está compuesto por diversos productos orgánicos
e inorgánicos y se puede utilizar en la fertilización de suelos, con excelentes resultados,
su composición varia de acuerdo al desecho utilizado. La aplicación del efluente al suelo
le trae beneficios similares a los que se alcanzan con cualquier materia orgánica. Es decir,
que actúa como mejorador de las características físicas, facilitando la aireación,
aumentando la capacidad de retención de humedad, la capacidad de infiltración del agua
y la capacidad de intercambio catiónico. Además actúa como fuente de energía y
nutrientes para el desarrollo de núcleos microbianos que mejoran la solubilidad de los
compuestos minerales del suelo. En este sentido presenta ventajas sobre el uso directo
de la materia orgánica (Metcalf and Eddy, 2003).
Los procesos anaeróbicos presentan diversas ventajas, a diferencia de los procesos
aeróbicos; la tasa a la que se puede llevar a cabo el tratamiento no está limitada por la
transferencia de masa ni el costo de la energía necesaria para airear el proceso. Sin
embargo los procesos anaeróbicos tiene también desventajas, son lentos requieren
grandes tiempos de retención, esto junto con la necesidad de un sistema completamente
cerrado hace que sea elevado el costo de inversión. Los tiempos de retención
(volumen/velocidad de reacción) de los digestores anaerobios se ven afectados por la
temperatura y por el lento crecimiento de las bacterias, el tiempo de retención para un
digestor mesófilo debe ser mayor a los 10 días y para un digestor termófilo la velocidad de
reacción aumenta disminuyendo los tiempos de retención, cuando se sobrepasan los 60o
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En este tipo de biorreactores presentan a menudo drásticas caídas en la eficiencia. Otro
uso que se le puede dar a este gas es la producción de energía mediante cogeneración.
En el siglo pasado la compañía Dynatech en Estados Unidos (1994) diseño un proceso
piloto para la obtención de 1 ton/día de biogás. La Universidad de Stanford realizó un
estudio acerca de la biodegradabilidad de la celulosa donde los resultados indicaron que
con altas temperaturas y pH extremos se obtiene una mayor biodegradabilidad. Otros
estudios realizados en el Institute of Gas Technology, en Chicago, indicaron que la
producción de gas es una función exponencial del tamaño de partícula. En el distrito de
Kanazawa Yokohama Japón se reportó que el proyecto Stardust´80 de alta velocidad
obtuvo un 30% más de gas por tonelada de materia orgánica, teniendo una pureza del
70% y disminuyendo el tiempo de proceso a 8 días comparándolo contra un proceso
convencional de 20 días (Trejo-Vazquez, 1994). En la actualidad, en varios países de la
Unión Europea y en México (Monterrey) se obtiene biogás por diferentes métodos.
El método Valorga de la compañía de ingeniería Valorga International (Montpellier)
funciona ya en 7 ciudades europeas: Amiens (Francia), Friburgo y Engelskirchen
(Alemania), Ginebra (Suiza), La Coruña (España), Tilburgo (Países Bajos) y Mons
(Bélgica). Se están construyendo cuatro plantas en Bassano (Italia), Barcelona y Cádiz
(España) y Varennes-Jarcy (Francia). Estas plantas están diseñadas para recibir hasta
200.000 toneladas de residuos/año. Como ejemplo, la planta de Varennes-Jarcy, en fase
de puesta en servicio en el sur de París, tratará 70.000 toneladas al año de RSU así como
30.000 toneladas de RSO. De los cuales al terminar la metanización el explotador de la
planta recuperará 40.000 toneladas de composta y 11 millones de m3 de gas, equivalente
a 14.000 MWhe. La inversión total en ingeniería ascenderá a 10 millones de euros.
Cabe insistir que la comprensión de los fenómenos que controlan la DA en sistemas
experimentales permitirán generar estrategias para el manejo adecuado de los rellenos
sanitarios metanogénicos y de digestores anaerobios acelerados.
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3. OBJETIVO
3.1. Objetivo general
Establecer las condiciones para lograr la degradación y estabilización acelerada de
residuos sólidos urbanos por tratamientos aerobios y anaerobios,
3.2 Objetivos particulares
De acuerdo a los términos de referencia en este informe se atienden las
siguientes actividades
• Continuación de la revisión bibliográfica de experiencias nacionales e internacionales
sobre la degradación y estabilización de residuos sólidos urbanos de rellenos
sanitarios bajo condiciones aerobias y anaerobias.
• Definición de las condiciones de proceso para un sistema de tratamiento mixto
(aerobio-anaerobio y anaerobio-aerobia) acelerado para residuos orgánicos a nivel de
laboratorio (80 L).
• Evaluar el efecto de la composición del medio en el composteo de residuos orgánicos.
• Establecimiento de pruebas de estabilización acelerada de residuos sólidos urbanos a
nivel laboratorio, con el propósito de definir los parámetros técnicos para su
escalamiento a nivel semi-piloto.
• Arranque de los tratamientos de estabilización de residuos sólidos urbanos a nivel
semi-piloto.
• Formación de recursos humanos mediante la asesoría de estudiantes pasantes o
egresados de nivel licenciatura.
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De acuerdo a lo anterior se realizaron las siguientes acciones
• Se complementó la revisión bibliográfica sobre la degradación aerobia y anaerobia de
residuos sólidos urbanos de rellenos sanitarios.
• Se realizaron ensayos combinados de compostaje seguido de digestión anaerobia
(tratamientos aerobio-anaerobio) analizando las variables pertinentes del proceso.
• Se realizó la discusión de los ensayos de ajuste de pH de la digestión anaerobia de
RSO a nivel de laboratorio (2.5 Kg)
• Se realizaron ensayos para evaluar la recirculación de lixiviados y la composición
de la materia orgánica (M.O) y materia inorgánica (M.I) sobre la digestión anaerobia
de RSU a nivel laboratorio (2.5 kg) (resultados preliminares), con la finalidad de definir
los parámetros técnicos para su escalamiento a nivel semi-piloto.
• Se establecieron los parámetros de diseño de los reactores de digestión anaerobia
para el arranque de los tratamientos de estabilización de residuos sólidos urbanos a
nivel semi-piloto ( 120 L y 1.3 m3).
• Se encuentran en formación tres estudiantes de especialización en biotecnología y
están por finalizar tres servicios sociales.
20
4. COMPOSTAJE
4.1 MATERIALES Y MÉTODOS
Los materiales que se utilizaron fueron Residuos Sólidos Orgánicos (RSO), tala y poda
proporcionados por el Municipio de Cd, Nezahuacóyotl; estiércol seco, papel, Composta
elaborada en la UAMI
Los ensayos de compostaje se realizaron en un reactor agitado de listones helicoidales de
,60 L aproximadamente, durante 8 días (tiempo de incubación), con agitación cada 6 hrs
después de las 24 hrs, una vez cargado el lote y con recirculación de agua en la chaqueta
(30 oC durante 24 h y 45 oC durante 5-7 días), seguida de una fase de maduración en el
invernadero (8 semanas). El tamaño de partícula de los RSO se disminuye de 2 a 3 cm
con un molino de martillos y unas tijeras de poda, estos residuos vienen separados
previamente de origen de los cuales podemos distinguir dos tipos los domiciliarios y los de
tianguis y mercados los cuales nos proporciona el H. Municipio de Nezahualcóyotl. La
aireación varía de 0.3 – 0.6 vkgm (volumen de aire/ kg de material húmedo).
Las mediciones que se realizaron fueron de CO2 (%) cada 5 minutos y perfiles de
temperatura cada 10 min, mediante un software de la adquisición de datos.
La composición de los lotes se basa en experimentos previos realizados en la planta
piloto 4 de la UAM-I.
El lote 1 se realizó para contar con composta disponible que se usó como acelerador (3%)
del proceso En los lotes 2, 3, y 4 se varió la composición de la mezcla variando los niveles
de adición de tala y poda y papel (Tabla 2). En los lotes 5 al 10 se variaron las
condiciones de operación al variar la temperatura de la chaqueta de recirculación de
agua.
21
Tabla 2. Composición y condiciones de trabajo de los diferentes lotes.
Lote Tratamiento Temperatura de recirculación
(°C)
Tala y poda (%)
Papel(%)
Estiércol seco (%)
1 1 30 7 ------ 5
2
3
4
2 45
7
9
11
4
3
3
2
5, 6 y 7 3 45 7 4 2
8, 9 y 10 4 30 (24 h)
45 (> 24 h)
7 4 2
4.2 Bioensayo con semillas de lechuga (Lactuca sativa)
El bioensayo de toxicidad con semillas de lechuga (Lactuca sativa L) es una prueba
estática de toxicidad aguda (120 h de exposición) en la que se pueden evaluar los efectos
fitotóxicos de abonos o composta, en el proceso de germinación de las semillas y en el
desarrollo de las plántulas durante los primeros días de crecimiento. El efecto fitotóxico,
se determina a través de la germinación de las semillas (%) y la elongación de la radícula
(cm) de 6 a 21 días, a 22+21 °C, en oscuridad.
Material Biológico. Se trabajó con semillas de lechuga (Lactuca sativa), y se probaron
diferentes materiales: Se evaluaron compostas elaboradas en la UAMI (Lotes 2, 3, 4 y 6,
indicados en la Tabla 2) y en Cd. Nezahualcóyotl preparadas con RSO del Municipio.
Asimismo se evaluaron productos comerciales nacionales presentes en el mercado:
Lombricomposta sólida y su extracto líquido comercial obtenido a partir de pulpa de café.
22
Condiciones del bioensayo. Se disponen discos de papel filtro en Caja de Petri, se
saturan con 3 ml de la dilución del extracto del producto a evaluar (ver mas abajo la
forma de preparación) evitando que se formen bolsas de aire. Se colocan 10 semillas de
lechuga por caja, se realizar cuadruplicados para cada dilución ensayada. Se tapan las
cápsulas y se colocan en bolsas de plástico para evitar la pérdida de humedad. Incubar
durante 120 horas (5 días) a una temperatura de 22±2°C en la oscuridad. Como control
de la germinación se utiliza: Agua potable (Bonafont).
Técnicas analíticas. Elongación de raíz (cm): Se mide directamente con un Vernier;
Germinación (%) : Aparición de hipocotilo Análisis estadístico: Se analizó el promedio y la
desviación standard,. A partir de estos datos se calcula la EC50 que es la dilución a la
cual el 50 % de las semillas no germina.
Preparación de los extractos acuosos. Se realizan extractos acuosos en una dilución
1:3 del material sólido a evaluar, se agita el extracto durante 30 min a 20°C.
Posteriormente se centrifuga a 5000 rpm por 15 mín.). Se filtra el sobrenadante. En los
ensayos de germinación se recomienda preparar como mínimo de 5 a 6 diluciones de
extracto con agua de entre el 100 y 0 %.
23
4.3 RESULTADOS Y DISCUSION DEL COMPOSTEO
En la Figura 5 se muestran el perfil típico de los análisis de un lote (6). Se aprecia el
incremento de la temperatura en los primeros días de cultivo, observándose los ciclos de
agitación y las variaciones de la temperatura ambiental. La gráfica de acumulación total
de bióxido de carbono se puede asociar al nivel de degradación de los RSO, como se
muestra en la Tabla 3. Para cada unos de las condiciones de compostaje realizadas, se
hicieron los mismos análisis, que se resumen en la Tabla 3. En dicha tabla se aprecia
que las condiciones de los lotes 8, 9 y 10 fueron las que permitieron niveles mayores de
degradación (10.1 a 14,6 ) en 5 días de proceso, lo cual es un resultado prometedor.
Tabla 3. Resultados de composteo de los diferentes lotes realizados.
Lote Tratamiento Humedad inicial (%)
Temperatura Máxima Reactor
Y gCO2/KgMSi
Porcentaje de
degradación de RSO en 8
días1 1
2
3
78.70
83.71
54.97
64.32
65.20
70.80
68.92
70.70
59.95
72.30
45
55
48
47
46
47
48
59
55
58
23.5
66.8
9.97
6.82
47.78
267.41
92
145.71
136.27
101.49
2.3
6.7
0.1
6.8
4.8
26.7
9.2
14.6
13.6
10.1
2
3
4
5
6
7
8
9 4
10
T (°
C) g C
O2
/ Kg
Msi
24
PERFIL COMPLETO
50
45
3530
25
20
105
0
Temperatura externaTermopozo 1Termopozo 2
300
250
200
150
100
50
0
g CO2 Totales
0 50 100 150 2000 1 2 3 4 5 6
t (días) Tiempo (h)
Figura 5.- Perfiles de temperatura y bióxido de carbono típicos para un lote de compostaje (6).
4.4 Evaluación toxicológica de la composta
En la Figura 6 y Tabla 4 se muestran los resultados de la evaluación de los productos de
la composta, elaborados en la UAMI bajo condiciones controladas. Se puede apreciar que
estos lotes no presentaron efecto inhibitorio para la germinación de las semillas de
lechuga. Cuando no se tienen los controles adecuados del proceso, para mantener un
perfil termofílico en el proceso, se presentan problemas de toxicidad a dosis del 50%
como se aprecia en la Tabla 4.
Tabla 4. Resultados del estudio toxicológico de la composta
EXTRACTO EC50
Lote 2 No tóxico Lote 3 No tóxico Lote 4 No tóxico Lote 6 No tóxico
Composta Neza 50Extracto líquido No tóxicoLombricomposta No tóxico
Los productos de composteo elaborados bajo condiciones controlada presentan un efecto
ecotoxicológico nulo (EC50=0) al igual que otros productos comerciales que son
apreciados en el mercado de abonos orgánicos, como es la lombricomposta y sus
Elon
gaci
ón (c
m )
Ge
r m in
ació
n (%
)
extractos acuosos, en este caso elaboradas a partir de pulpa de café. Estos resultados
son muy importantes para valorar la calidad de productos de composteo elaborados
controlando adecuadamente las variables de proceso, como temperatura, composición de
RSO, régimen de aireación y agitación etapa de maduración.
120
100
80
60
40
20
composta neza
Lote 2
Lote 3
Lote 4
Lote 6
extracto líquido
lombricompost
a
00 20 40 60 80 100 120
e xtractos (%)
(o)
9
8
7 lote 2
6 lote 3
5 lote 4 lote 6
4 extracto líquido
3 lombricomposta
2 Composta neza
1
00 20 40 60 80 100
Extr actos (%)
(p)
Figura 6. Resultados del germinación (%) y de elongación de raíz (cm) de semillas de lechiga con diferente extractos acuosos de composta.
4.5 CONCLUSIONES DEL COMPOSTEO
Los mejores resultados se obtuvieron para el tratamiento 4 con una degradación
promedio de la materia orgánica fue de 12.8 g C02/Kg materia seca inicial al cabo de 5
días de tratamiento.
El proceso acelerado permitió alcanzar una degradación de casi 13% en 8 días de
proceso, este resultado es prometedor considerado que la composta obtenida de
manera tradicional se considera madura al cabo de 9 semanas y de tener un 40 % de
degradación.
En todos los tratamientos evaluados se alcanzaron temperaturas mayores 45°C, y se
mantuvieron en esos niveles durante 3-4 días, estas condiciones son favorables para
obtener mayor degradación y eliminación de contaminantes de los RSO.
Los ensayos ecotoxicológicos muestran que los productos obtenidos de un proceso
controlado no presentan efectos ecotoxicológicos en bioensayos de germinación de
semillas de lechuga. Estos resultados son muy importantes pues establecen la
relación entre la importancia que tiene controlar las variables de proceso, como
temperatura, composición de RSO, régimen de aireación y agitación etapa de
maduración y con la calidad del producto obtenido.
5. DIGESTIÓN ANAEROBIA
5.1 MATERIALES Y METODOS
5.1.1. Materiales y Condiciones Experimentales
¾ Residuos Sólidos Orgánicos (RSO) y Composta (lote 9)
¾ Lodos secundarios y metanogénicos.
¾ Columnas de vidrio
¾ Solución salina saturada 250g/L
¾ Botes y tapas de plástico (4 L)
¾ Conexiones
Los RSO fueron proporcionados por el H. Municipio de Nezahualcóyotl. Los lodos
secundarios y metanogénicos fueron proporcionados por la Planta Central de Malta.
Los ensayos se realizaron en botes de plástico de 4 L herméticamente sellados con
salidas para colectar biogás y lixiviados, con un tiempo de retención de 3 meses. Los
reactores se mantuvieron en el invernadero de la planta piloto 4 de la UAMI a una
temperatura que oscilaba entre 20 y 50ºC. (Figura 7) incubados en el invernadero
equipado con sistema de recirculación de aire. El tamaño de partícula se redujo de 2 a 3
cm con tijeras de poda. La carga de los reactores fue de 2 -2.4 Kg de muestra, inoculando
cada reactor con 250 ml de lodos metanogénicos y secundarios de la Planta Central de
Malta.. Todos los ensayos se realizaron por duplicado.
Figura 7. Reactores a escala laboratorio
5.1.2. Evaluación del ajuste de pH
Se realizaron tres tipos de ensayos. En el primer ensayo se evaluó el ajuste de pH del
lixiviado empleando dos tipos de muestras RSO y Composta (lote 9). En la Tabla 5 se
muestran la composición y condiciones de operación de cada uno de los tratamientos
evaluados. A cada reactor se le adicionó agua semanalmente en las mismas cantidades
del lixiviado generado, ajustando el pH correspondiente como se indica en la tabla 5.
Las condiciones indicadas en la Tabla 5 señalan que en los tratamiento 1,2 y 3 el pH fue
ajustado con cal a 6.5, 7 y 8 respectivamente. Por otro lado en el tratamiento 4 se probó el
tratamiento combinado de compostaje seguido de digestión anaerobia hasta obtener un
valor de pH de 8.5.
Tabla 5. Composición y condiciones de operación de los digestores anaerobios.
Tratamientos Reactor Composición Humedad
(%)
pH
Inicial
pH
ajustado
1 1 y 2
Residuos Sólidos
Orgánicos 67.98 4.30
6.5 con
20g
NaHCO3
2 3 y 4
Residuos Sólidos
Orgánicos
70.1 4.00
7 con
5g cal
3
5 y 6 Residuos Sólidos
Orgánicos
70.1 4.00
8 con
6g cal
4 7 y 8 Composta 66.63 8.5
5.1.3. Evaluación de la recirculación de lixiviados
En un segundo ensayo se evaluó la recirculación de los lixiviados utilizando residuos
sólidos urbanos con la composición como se indica en la tabla 6.
Se empacaron los residuos a una compactación de 600 Kg/m3, con una humedad inicial
de 23.23 % y un pH de 6.4. Durante el experimento se adicionó agua el día 25 simulando
la precipitación anual promedio. Los lixiviados se recircularon a los reactores ajustando el
pH a 8 con cal.
Tabla 6. Composición de los residuos sólidos urbanos utilizados en el ensayo de recirculación de lixiviados.
Residuo %
Papel 13.6Cartón 1.80PET 1.92
Residuo fino 3.47Hueso 0.263Hule 0.08
Lata 1.67Metal ferroso 2.824
Metal no ferroso 0.926Pañal 5.92
Envoltura 0.16Bolsa 0.144
Alimento 38.03Jardin 7
Vidrio de color 4.197Vidrio transparente 5.03
Trapo 0.8Otros 12.17
5.1.4. Evaluación de la variación de la materia orgánica y materia inorgánica
Estos ensayos pretenden simular el efecto del nivel de separación de los residuos
municipales sobra la digestión anaerobia. Se establecieron cuatro niveles, es decir, 100 y
0 % de separación de residuos orgánicos y dos niveles intermedios, resultando las
mezclas aquí indicadas Con este propósito se estudió el efecto de la variación y
composición de la materia orgánica (M.O) y la materia inorgánica (M.I), sobre la
degradación acelerada de los RSU y las tasas de producción de metano, se procedió ha
evaluar bajo condiciones anaerobias 4 diferentes relaciones de materia orgánica y materia
inorgánica de los RSU:
i) 100% M.O.ii) 83% M.O. y 17% M.I. iii) 67% M.O. y 33% M.I. iv) 50% M.O. y 50% M.I.
La Tabla 7, muestra cualitativamente y cuantitativamente los residuos adicionados a los
reactores, estos valores se obtuvieron de la composición de los RSU que se muestra en la
tabla 6.
Tabla 7. Composición de los residuos sólidos urbanos.
COMPUESTOS INORGÁNICOS
R1 (g)
R2 (g)
R3 (g)
R4 (g)
Papel 0.0 101.40 196.83 298.23Cartón 0.0 13.42 26.06 39.48Pet 0.0 14.32 27.79 42.11Residuo fino 0.0 25.88 50.23 76.11Hule 0.0 0.60 1.16 1.75Latas 0.0 12.45 24.18 36.63Metal ferroso 0.0 21.06 40.88 61.94Metal no ferroso 0.0 6.91 13.41 20.31Pañal 0.0 44.15 85.70 129.85Envoltura 0.0 1.19 2.32 3.51Bolsa 0.0 1.07 2.08 3.16Vidrio de color 0.0 31.30 60.76 92.06Vidrio transparente 0.0 37.51 72.82 110.33Trapo 0.0 5.97 11.58 17.55Otros 0.0 91.85 178.30 270.16Total M.I 0.0 409.08 794.09 1203.14COMPUESTOSORGÁNICOSAlimentos 2016 1673.28 1350.72 1008Jardín 384 318.72 257.28 192Total M.O 2400 1992 1608 1200Total M.I +M.O 2400 2400 2400 2400
Temperatura: 20 - 40°CLixiviado Lixiviado Lixiviado Lixiviado
Biogás
arcilla
Sensor Temp.
Sensor Temp.
Basura
Empaque
Sensor Temp.
Lixiviado
Biogás
arcilla
Sensor Temp.
Sensor Temp.
Basura
Empaque
Sensor Temp.
Lixiviado
Biogás
arcilla
Sensor Temp.
Sensor Temp.
Basura
Empaque
Sensor Temp.
Lixiviado
Biogás
arcilla
Sensor Temp.
Sensor Temp.
Basura
Empaque
Sensor Temp.
Lixiviado
R1: 100% M.OR2: 83% M.O + 17% M.I R3: 67% M.O + 23% M.I R4: 50% M.O + 50% M.I
R1 R2 R3 R4
Figura 8. Sistema experimental para evaluar la variación de RSU
El pH y la humedad inicial se establecieron en 7 y 70% en todos los sistemas. Asimismo
el ajuste de pH en los lixiviados se controló con cal y hidróxido de sodio.
5.1.5. Técnicas Analíticas
Las muestras colectadas de biogás se analizaron en un cromatógrafo de gases (Hewlett
Packard 8610C serie SRI), equipado con una columna empacada de doble porosidad y un
detector de Conductividad Térmica (TCD). La concentración de CO2 y CH4
fueron determinados a partir de una curva de calibración previamente elaborada. Los
AGV’s fueron analizados en un cromatógrafo de gases (Hewlett Packard 5890, Series II,
USA) equipado con un Detector de Ionización de Flama (FDI). El volumen del biogas se
evaluó por desplazamiento en una columna con solución salina a pH 2. La Demanda
Química de Oxígeno (DQO) se analizó por el método 5220B. El pH fue analizado
siguiendo la norma técnica de residuos sólidos NTRS-8. Alcalinidad por el método de
la norma mexicana NMX-AA-036-1980. Amonio se detectó usando un electrodo
potenciimétrico diseñado para este propósito (Corning, Ion Selective Electrode
Modelo: 476130). El contenido
de humedad fue analizado por la norma técnica de residuos sólidos NTRS-16.
5.2 RESULTADOS Y DISCUSION DE LA DEGRADACIÓN ANAEROBIA
5.2.1. Evaluación del ajuste de pH
La degradación anaerobia de los residuos sólidos orgánicos está controlada por diversos
factores, como pH, temperatura, humedad, etc. El pH es uno de los parámetros de
proceso importantes a controlar. Un ambiente de pH bajo generado por una producción de
AGVs inhibe el crecimiento de las bacterias metanogénicas, para incrementar el pH se ha
propuesto la adición de buffers (Rodney et al., 1995, Chiemchaisri et al, Castillo M. et al
2003). En algunos experimentos se ha evaluado la adición de bicarbonato de sodio
(Sanphoti N. et al., 2004), mientras que en otros se ha utilizado cal para acelerar la
estabilización de los residuos y optimizar la actividad metanogénica (Rodney D et al.,
1995). En este experimento se utilizó cal, debido a que el pH se estabilizó con pequeñas
cantidades de cal.
En la Figura 9 se muestran los resultados del comportamiento del pH de los lixiviados
durante 40 días por el ajuste del pH del agua de recirculación en los 4 tratamientos
evaluados (Tabla 5). En los tratamientos 2 y 3 que corresponden al ajuste de pH de 7 y 8
del agua recirculada, se observa un incremento y estabilización del pH de los lixiviados
más rápido que en el tratamiento 1, en el cual el pH se ajustó a 6.5. Después de 40 días
de experimentación, únicamente el tratamiento 3 alcanzó un pH de 7.5, este aumento de
pH en los sistemas favorece una rápida producción de metano. En diversos estudios se
ha demostrado que ambientes alcalinos con pH que van de 6.0-8.0 es favorable para la
metanogenesis (Swati, 2005).
El tratamiento 4 alcanzó un pH mayor a 6 en menor tiempo que los tratamientos
anteriores, esto como resultado del pH inicial de los residuos composteados. Yuen (2001)
resume que el pre-composteo permite una mas rápida degradación de la materia orgánica
por procesos aeróbicos moderando el desarrollo de una fase ácida intensa en la
degradación anaeróbica.
Reactor 7
Reactor 8
pH
pH
pH
pH
Tratamiento 110
8
6
4
10
8
6
Reactor 1 4Reactor 2
2
Tratamiento 2
Reactor 3
Reactor 4
20 10 20 30 40 50
Tiempo (días)
0 10 20 30 40 50
Tiempo (días)
Tratamiento 310
8
6
4
2
10
8
Reactor 56Reactor 6
4
Tratamiento 4
0 10 20 30 40 50
Tiempo (días)
20 5 10
Tiempo (días)15 20
Figura 9. Efecto del ajuste del pH de los lixiviados producidos por la degradación anaerobia de residuos sólidos orgánicos.
La DQO de los lixiviados es muy alta en los primeros 3 tratamiento, casi 100 veces mas
alta que el de las aguas residuales urbanas (Figura 10). En el tratamiento 1, con un ajuste
del pH a 6.5, se presentó la mayor carga orgánica en el orden de 100 a 200 g/L. En los
tratamientos 2 y 3, la DQO fue menor a 100 g/L estabilizándose en 50 g/L del día 10 al 30
de experimentación. Se han reportado cargas orgánicas hasta de 30,000 mg/L y 70,000
en sistemas a nivel laboratorio y piloto con buenos resultados de degradación de residuos
y producción de metano (Chiemchaisri et al,). Sin embargo Pin-Jing He y colaboradores
(2007) demostraron que altos niveles de COD en los lixiviados recirculados inhiben el
DQ
O (
g/L
)D
QO
(g/
L)
DQ
O (
g/L
)D
QO
(g
/L)
proceso anaerobio de degradación de residuos sólidos. Altas cargas orgánicas indican
que el sistema se encuentra en fase acidogénica (Swati et al, 2005).
200
150
100
Tratamiento 1
Reactor 1Reactor 2
200
150
100
Tratamiento 2
Reactor 3Reactor 4
50
00 10 20 30 40
Tiempo (días)
50
00 10 20 30 40
Tiempo (días)
Tratamiento 3 Tratamiento 4
200
150
100
50
0
Reactor 5Reactor 6
0 10 20 30 40
Tiempo (días)
200
150
100
50
0
Reactor 7Reactor 8
0 10 20 30 40
Tiempo (días)
Figura 10. Efecto del ajuste del pH del lixiviado recirculado sobre el contenido de DQO en los lixiviados producidos por la degradación anaerobia de residuos sólidos orgánicos.
Las altas cargas orgánicas son el resultado de la elevada generación de AGV’s, los
cuales se producen en la segunda fase del proceso de biodegradación anaeróbico
conocido como acidogénesis. Los resultados de la producción de AGV’s de los
tratamientos evaluados se presentan en la Figura 11. El ajuste de pH a 6.5 en el
tratamiento 1 (reactor 1 y 2) genera niveles de acetato en el orden de 10 g/L, después de
10 días de biodegradación se producen niveles similares de butirato y propionato.
Los tratamientos ajustados a pH de 7 y 8 (reactores 3 y 4; 5 y 6; respectivamente)
presentan un comportamiento de una alta producción de AGV’s en los primeros 5 días de
degradación y posteriormente los niveles de cada compuesto disminuyen a
concentraciones menores a 8 g/L aproximadamente, siendo el acetato el de mayor
concentración, seguido por butirato, propionato y valerato. Castillo et al (2003) demostró
que un contenido de acido acético de 2000 mg/L es inhibitorio para la metanogénesis. En
otros estudios se reportan niveles de inhibición de AGV’s de 13,000 mg/L y 16,000 mg/L
(Vieitez y Ghosh, 1999; Vasily et al, 2002).
Como ya se mencionó la acumulación de ácido propiónico juega un papel muy importante
durante la degradación, una concentración mayor a 1000 mg/L de ácido propiónico se ha
reportado inhibitorio de la digestión (Juanga, 2005). En todos los tratamientos evaluados
en este estudio se obtuvieron concentraciones mayores a este nivel.
Cuando se compostea el material y posteriormente se lleva a condiciones anaerobias, se
aprecia que la carga orgánica del lixiviado es menor a 50 g/L (Figura 10) sin embargo los
niveles de AGV’s son similares a los anteriores al final del tratamiento.
En base a los resultados obtenidos, se observó que el patrón de producción de AGVs es
inverso al patrón de pH (Figura 9), lo cual se debe a que un aumento en la concentración
de AGV’s resulta en la disminución del pH de los lixiviados. Veeken y colaboradores
(2000) demostraron que el pH es la principal variable que controla la inhibición de la fase
de hidrólisis del proceso anaerobio en estado sólido y no la concentración de AGV’s.
po
AG
V´s
(g/L
)A
GV´
s (g
/L)
AG
V´s
(g/L
)A
GV´
s (g
/L)
AG
V´s
(g/L
)A
GV´
s (g
/L)
AG
V´s
(g/L
)A
GV´
s (g
/L)
Tratamiento 1Reactor 1
20
15
10
5
00 10 20 30 40
Tiempo (días)
Acetato Propianato Butirato Valerico
Tratamiento 1
20Reactor 2
15
10
5
00 10 20 30 40
Tiempo (días)
Acetato Propianato Butirato Valerico
Tratamiento 2Reactor 3
20
15
10
5
20
Acetato 15PropianatoButirato 10
Valerico 5
Tratamiento 2Reactor 4
Acetato Propianato Butirato Valerico
00 10 Tiem 20 días) 30 40
00 10 20 30 40
Tiempo (días)
Tratamiento 3Reactor 5
20
15
10
5
20
Acetato 15PropianatoButirato 10
Valerico 5
Tratamiento 3Reactor 6
Acetato Propianato ButiratoValerico
Tiempo (días)
00 10 20 30 40
Tiempo (días)
Tratamiento 4Reactor 7
40
30
20
10
00 10 20 30 40
Tiempo (días)
Acetato Propianato Butirato Valerico
Tratamiento 4
20 Reactor 8
15
10
5
00 10 20 30 40
Tiempo (días)
Acetato Propianato Butirato Valerico
Figura 11. Efecto del ajuste del pH del lixiviado recirculado sobre la producción de AGV´s por la degradación anaerobia de residuos sólidos orgánicos.
Am
onio
(g
/L)
Am
onio
(g/
L)
Am
onio
(g
/L)
Aun cuando a la concentración de amonio se encuentra a niveles menores de los
inhibitorios para la DA (Figura 12), Juanga (2005) reporta niveles inhibitorios entre 1500 a
3000 mg/L., en combinación con los niveles de AGVs y DQO presentan condiciones
pocas favorables para la DA.
2.0
1.5
1.0
0.5
Tratamiento 1
Reactor 1
Reactor 2
2.0
1.5
1.0
0.5
0.0
Tratamiento 2 Reactor 3
Reactor 4
0.00 10 20 30 40
Tiempo (días)
0 10 20 30 40
Tiempo (días)
2.0
1.5
1.0
0.5
0.0
Tratamiento 3
Reactor 5
Reactor 6
0 10 20 30 40
Tiempo (días)
Figura 12. Efecto del ajuste del pH del lixiviado recirculado sobre el contenido de amonio en los lixiviados producidos por la degradación anaerobia de residuos sólidos orgánicos.
En los tratamientos 2 y 3 se obtuvieron volúmenes iniciales de lixiviados de 200 ml,
disminuyendo considerablemente después de los 30 días de digestión (Figura 13). En el
caso del tratamiento 1 los volúmenes generados fueron muy fluctuantes a lo largo del
experimento.
Lixi
viad
os m
lLi
xivi
ados
ml
Lixi
viad
os m
lLi
xivi
ados
ml
400
300
200
100
0
Tratamiento 1
Reactor 1
Reactor 2
400
300
200
100
0
Tratamiento 2
Reactor 3
Reactor 4
0 10 20 30 40 50Tiempo (días)
0 10 20 30 40 50Tiempo (días)
400
300
200
100
0
Tratamiento 3
Reactor 5
Reactor 6
400
300
200
100
Tratamiento 4
Reactor 7
Reactor 8
0 10 20 30 40 50
Tiempo (días)0
0 10 20 30 40Tiempo (días)
Figura 13. Efecto del ajuste del pH del agua de recirculación sobre la generación de lixiviados por la degradación anaerobia de residuos sólidos orgánicos.
El biogás producido durante los primeros 40 días de tratamiento se observa en la Figura
14, el tratamiento 3, con ajuste de pH a 8, produjo la mayor cantidad de biogás en el
sistema de aproximadamente 20 L, seguido del tratamiento 2 (11L) y finalmente el
tratamiento 1 con 7 L. La baja producción de biogás del tratamiento 4 se debe a que fue
monitoreado únicamente durante 10 días.
Bio
gás
(L)
25
20
15
10
5
0T1 T2 T3 T4
Tratamientos
Figura 14. Efecto del ajuste del pH del agua de recirculación sobre la producción de biogás por la degradación anaerobia de residuos sólidos orgánicos
El biogás producido esta compuesto principalmente de CO2 con porcentajes entre el 60 y
el 80% (Figura 15). Los niveles de metano alcanzados fueron bajos, únicamente se
produjo metano en dos de los reactores que corresponden a los tratamientos 2 y 3 en los
cuales se ajustó el pH a 7 y 8 y que fueron los que generaron mayor cantidad de biogás.
Después de 20 días de degradación en el tratamiento 2 se alcanzó 10% de metano,
mientras que con el ajuste de pH a 8 se alcanzaron porcentajes del 40%. En los reactores
del tratamiento 4 con los residuos composteados previamente, se produce metano desde
los primeros días de experimentación, sin embargo los porcentajes son menores al 5%.
En sistemas a escala laboratorio se han reportado porcentajes entre 40 y 60% de metano
(Castillo M. et al 2003, Ping-He, 2007), por otro lado la generación de metano en rellenos
sanitarios y tiraderos en México se encuentra hasta del 60% (INE, 2006).
Con
cent
raci
ón(%
)C
once
ntra
ción
(%)
Con
cent
raci
òn(%
)
Con
cent
raci
ón(%
)
Con
cent
raci
òn(%
)C
once
ntra
ción
(%)
Con
cent
raci
ón(%
)
100806040200
Reactor 1
0 10 20 30 40Tie mpo (días)
CO2
10080604020
0
Reactor 2
0 10 20 30 40Tiempo (días)
CO2
10080604020
0
Reactor 3
0 10 20 30Tiempo (días)
CO2
10080604020
0
Reactor 4
0 10 20 30 40Tiempo (días)
CO2
CH4
10080604020
0
Reactor 6
0 10 20 30 40Tiempo (días)
CO2
CH4
10080604020
0
Reactor 7
0 10 20 30 40Tiempo (días)
CO2
CH4
10080604020
0
Reactor 8
0 10 20 30 40Tiempo (días)
CO2
CH4
Figura 15. Efecto del ajuste del pH del lixiviado recirculado sobre la composición del biogás generado por la degradación anaerobia de residuos sólidos orgánicos
Los resultados analizados anteriormente muestran que el ajuste del pH a 8 del líquido de
recirculación favorece la degradación anaerobia de los residuos sólidos orgánicos con la
subsiguiente producción de metano, por lo tanto para acelerar el proceso anaerobio es
importante adicionar un compuesto buffer al sistema para alcanzar pH por arriba de 7. Por
otro lado el empleo de residuos pre-composteados aceleran la degradación de AGV`s y
estimulan la producción de metano, por lo que es un tratamiento prometedor para acelerar
el proceso de degradación anaerobia de RSU.
5.2.2. Evaluación de la recirculación de lixiviados
Para acelerar el proceso de biodegradación y la estabilización de rellenos sanitarios se
propone la recirculación de lixiviados, la cual es una de las técnicas mas prometedoras
(Yuen, 2001), por lo cual en un segundo ensayo se evaluó el efecto de la recirculación de
los lixiviados ajustando el pH a 8, de acuerdo a los resultados obtenidos en el ensayo
anterior. Se ha reportado que la recirculación de los lixiviados sin adición de buffers
acelera la fase de hidrólisis y producción de ácidos aumentando la concentración de
AGV´s y por consiguiente causando una posible inhibición del proceso si la capacidad
buffer del sistema es insuficiente (Yuen, 2001).
Los resultados preliminares obtenidos muestran una producción de biogás de 238 ml, con
una composición de 11% de CO2 y 3% de metano. Están pendientes de analizar las
muestras de AGV´s, amonio y DQO,).
pHpH
pHpH
5.2.3. Evaluación de la variación de la materia orgánica y materia inorgánica
Estos ensayos pretenden simular el efecto del nivel de separación de los residuos
municipales sobra la digestión anaerobia. Se establecieron cuatro niveles, es decir, 100 y
0 % de separación de residuos orgánicos y dos niveles intermedios, resultando las
mezclas indicadas en la metodología. En la Figura 16, se puede obsevar que los valores
de pH, de los reactores se mantuvieron inicialmente a pH menores a 6, debido a la
acidificación del sistema por la generación de AGVs (Figura 17). Debido a que la adición
de cal no incrementó el pH en los diferentes tratamientos a partir del día 13, se adicionó
hidroxido de sodio al 50% (5 mL) para ajustar el pH a un rango entre 6 y 8, como se
puede observar en la Figura 16. De acuerdo con los resultados, se puede mantener un
mejor ajuste de pH al adicionar hidróxido de sodio que al adicionar cal.
Reactor 1 (100% MO)
9
8
7
6
5
4
3
0 5 10 15 20 25
Tiempo (dìas)
R1
R1´
Reactor 2 (83% MO + 17% MI)
8
7
6
5
4
3
0 5 10 15 20 25
Tiempo (dìas)
R2
R2´
Reactor 3 (67% MO + 33% MI)
8
R3
R3´
Reactor 4 (50% MO + 50% MI)
8
R4
R4´
7 7
6
5
4
3
0 5 10 15 20 25
Tiempo (dìas)
6
5
4
3
0 5 10 15 20 25
Tiempo (dìas)
Figura 16. Comportamiento de pH a través del tiempo por la variación de MO y MIen RSO
AG
Vs (g
/L)
AG
Vs (g
/L)
AG
Vs (g
/L)
AG
Vs (m
g/L)
Con respecto a la concentración de AGVs (Figura 17), se puede observar que existe una
diferencia en la producción de acetato, propianato, butirato y valérico. De acuerdo a los
resultados, se observa que durante los primeros 25 días, en los reactores con mayor
materia orgánica (M.O) (R1 y R2), existe una mayor acumulación de acetato, mientras
que en los reactores con menor M.O (R3 y R4), se observa una acumulación similar de
acetato, propianato y butirato.
Re actor 1 (100% M O)Acetato Propianato Butirato Valerico
10.0 10.0
Re actor 2 (83% M O +17%M I)Acetato Propianato Butirato Valerico
8.0 8.0
6.0
4.0
2.0
0.0
5 10 15 20
Tiempo (días)
6.0
4.0
2.0
0.0
5 10 15 20Tiempo (días)
Reactor 3 (67% MO +33% MI)Acetato Propianato Butirato Valerico
Reactor 4 (50%MO +50%MI)Acetato Propianato Butirato Valerico
10.0
8.0
6.0
4.0
2.0
0.0
5 10 15 20
Tiempo (días)
10.0
8.0
6.0
4.0
2.0
0.0
5 10 15 20
Tiempo (días)
Figura 17 (a-b). Formación de AGvs a través del tiempo por la variación de MO yMI en RSU, en los cuatro reactores y sus duplicados
Los resultados anteriores, indican que la composición de los RSU, influyen en la
formación de AGVs, por lo que es importante saber la composición de los RSU, ya que
BIO
GA
S (L
)
esto nos puede ayudar a establecer en que sistema puede existir una inhibición debida a
acumulación de propionato.
Cabe mencionar que a pesar de que existe la acumulación de propionato en el reactor 4,
este produjo una alta cantidad de biogás (26 L) en 19 días de tratamiento, comparado con
el reactor 1, el cual solo produjo 8 L, en este mismo periodo de tiempo (Figura 18).
ACUMULACIÓN BIOGAS
30
25
20
15
10
5
0R1 R2 R3 R4
REACTORES
Figura 18. Producción de biogás en los experimentos evaluados durante 19 días por la variación de MO y MI en RSU
A pesar de que se observó una alta producción de biogás en el sistema 4, su composición
fue principalmente CO2, sin embargo, se detectaron trazas de CH4, a partir del día 15,
mientras que en los demás sistemas solo se detecto CO2 durante los primeros 19 días
(Tabla 8).
En base a los resultados obtenidos hasta el día 25, se observa que a un menor contenido
de materia orgánica (50% MO y 50% MI) se acelera la degradación anaeróbica ya que se
ha presentado la mejor producción de biogás y la producción de metano ha iniciado más
CO2 (%)Días R1 R1’ R2 R2’ R3 R3’ R4 R4’
5 - -
8 88.23 -15 41.92 -
- 34.79
84.49 -81.36 -
-
32.55-
30.27
49.92
-
---
50.80
81.58
82.6436.6651.17
49.94
-
23.26--
31.72
16 - - 55.78 34.36
19 - 48.18 - -
rápidamente que en los otros sistemas, esto como resultado de una menor acumulación
de AGVs que pudieran inhibir o disminuir la fase metanogénica. Aunque puede ser un
buen comportamiento de la degradación anaerobia, es importante señalar que la
acumulación de propionato en este sistema puede llegar a inhibir la metanogenesis a
través del tiempo, lo cual posiblemente no se observara en los sistemas con una mayor
composición de M.O. Se ha reportado que en experimentos a nivel laboratorio la etapa
metanogénica inicia después de un tiempo mayor de 70 días (Pin-Jing H. et al. 2006;
Swati et al. 2005; Francois et al. 2007; Sanphotia, et al.2003).
Tabla 8. Composición de CO2 y CH4 en el biogás generado en los sistemas evaluados por la variación de MO y MI en RSU.
CH4 (%)
Días R1 R1’ R2 R2’ R3 R3’ R4 R4’
5
815
-
00
- -
- 0- 0- 0
0 -
0
--0
-
- - 0
0 - 0- - 1.50 - 1.88
1.1 2.20 1.88
-
0--
0
16 -
19 0
5.2.4. Diseño de reactores a nivel semi-piloto
Para conocer los parámetros y controlar los procesos involucrados en la degradación
anaerobia fue necesario llevar a cabo pruebas a nivel laboratorio en diversos volúmenes,
las pruebas a pequeña escala permiten evaluar un gran número de variables
operacionales bajo condiciones controladas, sin embargo tienen sus limitaciones. La
información generada en las pruebas de laboratorio será utilizada para realizar pruebas a
escala semipiloto en reactores de 120 L y 1.3 m3.
De acuerdo con los resultados y a las experiencias obtenidas en este proyecto en los
ensayos realizados a nivel laboratorio, se puede establecer que los parámetros más
importantes que se deben de ajustar inicialmente y controlar a través del tiempo son el pH
(mayor de 7) y la humedad (alrededor del 70%). Los valores de DQO, AGVs, amonio,
producción de biogás y la concentración de metano dependerán del contenido de materia
orgánica, así como del adecuado control del pH y humedad en los sistemas de DA.
Es importante mencionar que a pesar de las experiencias obtenidas, se pueden presentar
algunos problemas de operación en los sistemas a gran escala que no fueron tomados en
cuenta, como son los problemas asociados con la distribución uniforme de la humedad y
la compactación.
Por otro lado es importante evaluar y mejorar los sistemas de recirculación de los
lixiviados. Existen diversos sistemas de recirculación reportados, entre los que se
encuentran: 1) Irrigación en la superficie por aspersión o formación de lagunas e 2)
Inyección de lixiviados mediante pozos verticales, tubos horizontales, zanjas horizontales
o capas permeables (Swati y Kurian, 2005).
En la Figura 19 se muestra el diseño preliminar del reactor que será utilizado para llevar a
cabo las pruebas a un volumen de 120 L y 1.3 m3. Se presentan las dimensiones y
algunas características de los parámetros a evaluar en continuo. Asimismo se presenta
una propuesta de inyección de lixiviados en el sistema a escala semipiloto.
La evaluación de la propuesta antes señalada (Figura 19), busca que este tipo de diseño
sirva de base para establecer una mejor técnica de inyección de lixiviados en los rellenos
sanitarios. Es importante señalar que el objetivo de la inyección de lixiviados es
humedecer los RSU para lograr una mejor degradación de los residuos y acelerar la
estabilización de los mismos, así como reutilizar los lixiviados generados en el sistema, lo
cual hace de este sistema un proceso más limpio.
Biogás
Lixiviado
Arcilla
Sensor Temp.
SensorHumedad
ResiduosSensorHumedad
Sensor Temp.
Sensor Temp.
SensorHumedad
AcondicionamientoLixiviado
Figura 19. Diseño de un reactor de 120 L y 1 m3 para evaluar la degradación anaerobia
de RSU.
5.3 CONCLUSIONES DE LA DA
• El ajuste de pH a 8 acelera la producción de metano y posiblemente la
degradación de los RSO.
• La concentración elevada de AGVs y de DQO presentan condiciones pocos
favorables para la degradación anaeróbica.
• La variación de materia orgánica y materia inorgánica de los RSU influyen en la
degradación de los residuos y en la producción de metano.
• Un mayor contenido de materia orgánica presenta una mayor acumulación de
acetato disminuyendo la degradación y producción de metano. Los tratamientos
con mayor contenido de materia inorgánica acumulan propionato el cual pudiera
causar la inhibición del sistema.
• Los parámetros más importantes que se deben de ajustar inicialmente en un
sistema de degradación anaeróbica de residuos sólidos urbanos son el pH (mayor
de 7) y la humedad (alrededor del 70%).
• El ajuste de pH en los lixiviados que se recirculan es un factor muy importante a
regular en el proceso de degradación anaerobia de residuos sólidos orgánicos.
6. CONCLUSIONES DE LOS AVANCES DEL PROYECTO
La composición de los RSO es muy importante para lograr desarrollar con éxito el
compostaje o la digestión anaerobia, se deberá combinar diferentes materiales para
tener una relación de C/N de 30 a 35.
El proceso acelerado permitió alcanzar una degradación de casi 13% en 8 días de
proceso (tratamiento 4) este resultado es prometedor considerado que la composta
obtenida de manera tradicional se considera madura al cabo de 9 semanas y de tener
un 40 % de degradación.
En todos los tratamientos evaluados se alcanzaron temperaturas mayores 45°C, y se
mantuvieron en esos niveles durante 3-4 días, estas condiciones son favorables para
obtener mayor degradación y eliminación de contaminantes de los RSO.
Los ensayos realizados con los productos obtenidos con un proceso de compostaje
controlado no presentan efectos fitotoxicos en la germinación de semillas de lechuga.
Estos resultados son muy importantes pues establecen la relación entre el control del
las variables de proceso, como temperatura, composición de RSO, régimen de
aireación y agitación etapa de maduración y la calidad del producto obtenido.
Las elevadas concentraciones de AGVs y de la DQO no presentan condiciones
favorables para la DA, esto hace necesario replantear la estrategia para ajustar el pH
de los lixiviados que se deben recircular. La composición de los residuos es un
parámetro importante que influye en la degradación y producción de metano.
Se establecieron los parámetros preliminares para el diseño de reactores de digestión
anaerobia a una escala de 120 L y 1.3 m3. El tratamiento mixto de compostaje seguido
por la digestión anaerobia presenta resultados prometedores y que deben objeto de
de mayores estudios.
El grupo de trabajo es pequeño sin embargo se esta haciendo un esfuerzo apreciable
en formación de recursos humanos, como se aprecia en el listado siguiente.
7. FORMACION DE RECURSOS HUMANOS
IBI. Oscar Piña Maldonado.
Estudiante Especialización Biotecnología UAM-Iztapalapa Evaluación del uso de
compostaje y digestión anaerobia en el tratamiento de Residuos Sólidos Urbanos (RSU).
Trabajo en Curso
IBI Yolanda Cruz Venegas,
Estudiante Especialización Biotecnología UAM-Iztapalapa Alternativas de Aplicación de la
composta en función de su calidad. Trabajo en Curso
Pasante de Ingeniería Bioquímica Industrial. Sergio Ulises Espinosa Domínguez,
Servicio Social. UAM-Iztapalapa. Efecto de la composición del medio en el proceso de
composteo de residuos orgánicos municipales (ROM) y en la calidad del producto
obtenido. Concluido Julio 2007
Est. IBI Rocío López Sánchez.
Servicio Social UAM-Iztapalapa. Evaluación de la digestión anaerobia en el tratamiento de
residuos sólidos orgánicos. En Curso
Est Biol. Gabriela Alcántara Rosas.
Servicio Social UAM-Xochimilco Efecto de la carga orgánica y el crecimiento microbiano
en la recirculación de lixiviados sobre la degradación de residuos sólidos urbanos.
Estudios en curso.
M. en C. Reyna Isabel Rodríguez Pimentel,
Profesora Tiempo completo Titular B de la Universidad Tecnológica de Nezahualcóyotl.
Degradación y estabilización anaerobia de residuos sólidos urbanos. Estudiante de
Especialización Biotecnología en la UAM-I. Trabajo en Curso
8. REFERENCIAS
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