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,
Creatividad y desarrollo tecnológico
Bio-tecnologías ambientales para el
tratamiento de residuos ganaderos
Environmental biotechnologies for
livestock manure treatment
C
RISTINA
E
LIZABETH
V
ÉLEZ
-S
ÁNCHEZ
-V
ERÍN
1
, C
ARMELO
P
INEDO
-Á
LVAREZ
, O
SCAR
A. V
IRAMONTES
-
OLIVAS 1, CARLOS ORTEGA OCHOA ALICIA MELGOZA-CASTILLO1.
Resumen
La gestión para el manejo y tratamiento de residuos producidos en
sociedades modernas representa un reto para la atenuación de la
contaminación ambiental. Los residuos de tipo orgánico requieren
de tecnologías que ayuden a minimizar el impacto ambiental,
principalmente en áreas donde los excedentes dificultan su
absorción en el suelo de manera natural. Algunas tecnologías
utilizadas en el tratamiento de desechos ganaderos representan
alternativas eficaces para reducir impactos ambientales, pérdida
de nutrientes así como para generar productos de valor comercial.
Sin embargo, la selección y adaptación de estas técnicas suelen
dificultarse de acuerdo a diversas estrategias de manejo y
legislaciones que existen entre países y regiones. Adicionalmente,
es importante que los productores consideren los aspectos sociales,
ecológicos y económicos para adoptar técnicas de fácil operatividad,
sin costos excesivos, que satisfagan sus requerimientos y puedan
realizarse bajo el marco de legislación ambiental vigente. Entre las
tecnologías que generalmente se han adoptado en diversas regiones
y comunidades rurales sobresalen la bio-metanización y el
compostaje. Este documento explora aquellas técnicas que han
sido desarrolladas para el tratamiento de estiércoles asociados a
los procesos de eliminación, concentración, conversión o en la in-
movilización de uno o más de los componentes presentes en los
mismos.
Palabras clave. Deterioro ambiental, tecnologías y desechos
pecuarios
Abstract
Solid waste management is a challenge for modern
societies in order to reduce environmental pollution.
Among sort of wastes the organic requires technology
that minimizes the environmental impact mainly in such
places where the amount of waste makes difficult its
natural disposal. Several technologies, already in use
represent good alternatives to manage livestock waste
and reduce environmental impact. However, there are
difficult to select and adopt technology that fits
management strategies and environmental laws between
countries and within regions. In addition, livestock
producers may consider social, ecological, an economic
factors in order to adopt low cost and easy operation
technology. That technology should fit producer’s
expectations and legal environmental requirements.
Among other techniques, the bio-metanization and
compost have been widely used at regional and
community level. This document discusses some
techniques developed to manage cattle manure regarding
reduction, concentration, conversion, and immobilization
of one or several components contained on it. These
results will provide options that fit producer requirements
and allow them to choose strategies that reduce and
control pollution and obtain low cost by-products.
. Key words: Environmental degradation, technologies,
livestock waste
__________________________________
1Profesores de la Facultad de Zootecnia de la Universidad Autónoma de Chihuahua. Periférico Francisco R. Almada, Km. 1. Chihuahua,
Chihuahua, México. Código Postal 31031. México Tel. (614) 434-0303. cvelez@uach.mx.
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CRISTINA ELIZABETH VÉLEZ-SÁNCHEZ-VERÍN, CARMELO PINEDO-ÁLVAREZ, OSCAR A. VIRAMONTES-OLIVAS, CARLOS ORTEGA OCHOA, ALICIA
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Bio-tecnologías ambientales para el tratamiento de residuos ganaderos
P
Introducción
ara poder llevar a cabo la gestión adecuada de residuos que se generan, se han
desarrollado diversas biotecnologías para el tratamiento de desechos sólidos y
líquidos. En este contexto, diversos países han establecido programas de manejo y
tecnologías de revalorización con el fin de disminuir el deterioro ambiental causado por
acumulaciones, buscando que no implique costos excesivos, bajo un marco de estricta y
transparente legislación ambiental (Burton y Turner, 2003).
Para el sector ganadero los residuos
orgánicos representan una fuente de
nutrientes para el mejoramiento de cultivos y
generación de combustibles y fertilizantes;
sin embargo, por su alto contenido de
metales pesados, también contribuyen a
generar impactos negativos en suelo y agua
(Petersen et al., 2007). Esto se agudiza en
las unidades de producción intensivas con
altas emisiones de olores y contaminantes
y el riesgo de esparcimiento de
enfermedades entre el ganado (Miller y Berry,
2005).
La aplicación de estrategias de
tratamiento que permitan reciclar nutrientes
provenientes de desechos ganaderos
representan una alternativa eficaz para
reducir problemas de contaminación; sin
embargo, deben considerarse
características y condiciones ecológicas,
socioculturales y económicas de cada
ecosistema agrícola (Olymar y Reyes, 2003).
Los mecanismos por los cuales estos
sistemas operan pueden ser: a) la
estabilización del material orgánico con una
relación óptima carbono – nitrógeno (C/N) y
la factibilidad de aplicarse a cultivos en el
tiempo propicio, b) concentración y
transporte en áreas deficientes de nutrientes,
c) eliminación de compuestos indeseables
tales como emisiones de NH3 o CH4, o d)
valorización del residuo (Petersen et al.,
2007).
Este trabajo examina técnicas que han
sido desarrolladas para el tratamiento de
estiércoles asociados a los procesos de
eliminación, concentración, conversión o in-
movilización de uno o más componentes
presentes en los mismos; con el propósito
de proporcionar al productor opciones que
les permitan seleccionar las estrategias más
adecuadas en la reducción y control de la
contaminación y/o en la obtención de
productos a costo mínimo.
Estrategias de tratamiento.
Existe una variedad de sistemas de
tratamiento para el manejo de residuos
sólidos y líquidos, cada uno de ellos se
caracterizan por un método particular de
eliminación, concentración, conversión o in-
movilización de uno o más de los
componentes presentes en el estiércol
(Bohm, 2004). Aun cuando no logran por sí
mismos alcanzar una completa reducción en
la contaminación, los productores tienen
varias opciones que analizadas y
combinadas de manera apropiada, podrían
conducir a una estrategia de reducción y
control de la contaminación a costos
mínimos o a la fabricación de productos
potencialmente vendibles (Grommen y
Verstraete, 2002).
Estiércoles sólidos.
Entre las tecnologías utilizadas para el
tratamiento de estiércoles frescos y sólidos
las más utilizadas son:
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Esparcimiento de estiércol. Aunque la
distribución del estiércol fresco a las plantas
no es un proceso de tratamiento, representa
la alternativa más común y extendida en
explotaciones de pequeña escala en países
en desarrollo que carecen de recursos
económicos y socio culturales para la
aplicación de tecnologías y estrictas
regulaciones ambientales (Riethmuller,
2003). En el estado de Chihuahua, esta
práctica se manifiesta de manera general en
sectores ganaderos del medio rural (Vélez
et al., 2005) donde los sistemas de
producción intensiva se han incrementado
como un medio de apoyo a la economía
familiar. Los problemas derivados de esta
práctica se atribuyen al alto contenido de
nitrógeno (orgánico y amoniacal) y de
material orgánico que para los
microorganismos del suelo que requieren una
proporción determinada de C/N resulta
excesiva, lo que origina una elevada
demanda de oxígeno (Ocyasa
Medioambiental S.L., 2002). Ello provoca
una bio-disponibilidad limitada de nitrógeno
por las plantas que es consumido por los
microorganismos, una disminución del pH de
suelo causada por la alta demanda de
oxígeno y acidificación que empobrece y
dificulta el desarrollo vegetal (Tamminga,
2003). En regiones con producción excesiva
de estiércoles que rebasan los límites legales
establecidos para su aplicación a cultivos
se recomienda transportarlo a otras áreas,
aplicar un tratamiento, ajustar la densidad del
ganado o balancear los niveles de nutrientes
en las dietas del animal (Sims et al., 2005).
Cualquiera de estas opciones involucran
aspectos sociales y costos para su operación
(Verstraete, 2002).
Almacenamiento. El almacenamiento
de estiércoles en fosas por períodos
adecuados favorece la eliminación de
organismos patógenos presentes en las
excretas y permite esperar a que las
condiciones de aplicación sean adecuadas
para que las plantas asimilen con mayor
eficacia los nutrientes y reducir la
posibilidad de contaminación al medio
(Petersen et al., 2003). Las instalaciones de
manejo y almacenamiento pueden ser
diseñadas para permitir aliviar muchos de
los problemas ambientales descritos en
suelos y agua; sin embargo cuando la
contaminación deriva de una excesiva
cantidad de nutrientes en el lugar, esta
medida suele ser insuficiente y debe
combinarse con otras técnicas de
tratamiento como separación, procesos
biológicos, desnitrificación o transporte a
zonas periféricas (Ocyasa Medioambiental
S.L., 2002). Aunque el almacenamiento no
evita la emisión total de gases invernadero
y no permite la utilización bioenergética de
la biomasa (Amon et al., 2006) es posible
reciclar nutrientes con riesgos higiénicos
controlados y contenidos de metales
pesados que no excedan de los límites
autorizados en el suelo (Nicholson y
Chambers, 2006).
Separación de fases. La separación
de la fase líquida y sólida del estiércol facilita
el manejo de desechos y reduce problemas
de almacenamiento y transporte. De este
modo, las fracciones sólidas y liquidas
pueden ser utilizadas de forma aislada de
manera que el productor les confiera un valor
agregado. Por su bajo contenido de
humedad la fracción sólida puede ser
fácilmente composteada generando un
producto estable de fácil transportación o
una vez seca, se puede amontonar y
manipular sin olores ofensivos (Sorensen y
Thomsen, 2005); la fracción líquida por su
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alto valor fertilizante, puede ser bombeada a
terrenos distantes sin riesgos de
taponamiento en tuberías o bien, puede ser
tratada en lagunas de fermentación aeróbicas
o anaeróbica. En sistemas biológicos el
volumen del material orgánico que se
fermenta depende del contenido de sólidos
volátiles (SV), demanda biológica de oxígeno
(DBO) y población bacterial; la separación de
sólidos presentes en el estiércol fresco trae
como resultado una reducción de la carga
diaria de SV que ingresan en lagunas y por
consecuencia del volumen a tratar (30 a 50
%) lo que incrementa la eficiencia del proceso.
Igualmente se disminuyen los volúmenes de
almacenaje desde 6 a 10% de la mezcla
((Burak et al., 2005), lo que se refleja en
menores costos de construcción,
mantenimiento y facilidad en el manejo de
residuos. Una desventaja de esta técnica
podría ser la poca rentabilidad en operaciones
ganaderas de pequeña escala ante la
necesidad de contar con equipo de bombeo
y filtros para el manejo de desecho sólidos y
líquidos (Campos, 2001a).
Tratamientos biológicos. Las aguas
residuales y excretas de ganado pueden ser
estabilizados mediante tratamientos
biológicos aerobios o anaerobios que en este
último caso, la concentración de oxígeno es
perjudicial. Estos procesos permiten el
aprovechamiento del potencial energético de
la biomasa, disminuyen su carga
contaminante y generan subproductos
estabilizados con valor fertilizante y energético
(Soyez y Plickert, 2002); los criterios para su
selección son la carga orgánica, las
condiciones económicas y ambientales
existentes, así como las ventajas y
desventajas que cada proceso ofrece. Para
residuos con una demanda biológica de
oxigeno (DBO ) menor de 4 000 mg-1 se
recomiendan los tratamientos aerobios y
los anaeróbicos para aquellos con DBO5
mayor o igual a 4000 mg-1 (Sosa et al.,
2003). Los tratamientos aerobios son más
rápidos y efectivos para la remoción del
material orgánico oxidable, la cual esta en
función del contenido de oxigeno (DBO5)
y puede ser alcanzable en 5 d. Aunque en
los procesos anaeróbicos este tiempo es
frecuentemente mayor a 20 d (Petersen et
al., 2007), representan una forma efectiva
para reducir las emisiones de gases de
efecto invernadero y constituyen una fuente
económica para producir energía o material
combustible (Hansen et al., 2006). Con
respecto al recambio de N orgánico a
formas NH3 o N 2O a diferencia del aeróbico
en que el N-orgánico se concentra en la
parte sólida, en el anaeróbico se favorece
su mineralización durante la digestión lo
que incrementa su disponibilidad por la
planta (Portejole et al., 2004).
Entre los tratamientos biológicos más
utilizados a escala comercial para el
manejo de residuos sólidos ganaderos se
encuentra el composteo y la bio-
metanización que se basan en la
degradación bioquímica de la fracción
orgánica biodegradable del residuo
convirtiéndola en una sustancia con
características estables e inofensivas
desde el punto de vista higiénico y sanitario.
Compostaje.
En muchas circunstancias el
composteo es preferido por ser un método
fácilmente accesible, rápido y con
disponibilidad de diversos tipos de
sustratos orgánicos susceptibles a utilizar;
el proceso ocurre naturalmente en un
ambiente húmedo y cálido y puede ser
acelerado con la aplicación de condiciones
apropiadas tales como;
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Relación de nutrientes. La mayor parte
de los microorganismos que participan en
la descomposición requieren para su
desarrollo una relación de carbono-nitrógeno
(C/N) y fósforo (C/P) determinada. Para el
compostaje, las proporciones de 30:1 y
100:1 en peso respectivamente, resultan
adecuadas y pueden conseguirse mediante
el mezclado de diferentes tipos de excretas
o materiales orgánicos (Sommer y Dahl,
1999 ). Relaciones altas disminuyen la
actividad biológica y menores causan
pérdidas de nitrógeno en forma de amoniaco
quedando el proceso incompleto (Sommer,
2001).
Humedad. Se recomienda un contenido
entre 50 al 70% para la degradación del
material. Si se da un exceso, el proceso se
vuelve anaeróbico generando gas metano y
malos olores. De igual forma la falta de
humedad disminuye la actividad de los
microorganismos haciendo más lento el
proceso (Walter, 1999).
Superficie de área. Conforme disminuye
el tamaño de la partícula del material a
compostear la velocidad de descomposición
aumenta debido a una mayor área de
contacto entre las partículas y los
microorganismos (McKinley y Vestal, 1985).
Cuando las compostas son demasiado
pequeñas se resecan muy fácilmente y no
pueden retener el calor necesario para una
rápida degradación, mientras que
demasiado grandes impiden la entrada de
oxígeno hacia el centro de la composta y la
degradación no se realiza de manera
uniforme.
Temperatura. Se consideran
temperaturas óptimas dentro de un intervalo
de 35 a 55 ºC para conseguir la eliminación
de patógenos, parásitos y semillas de malas
hierbas. A temperaturas muy altas muchos
microorganismos interesantes para el
proceso mueren y otros no actúan al estar
esporados (Larney et al., 2006).
Aireación y pH. La concentración de
oxígeno dependerá del tipo de material,
textura, humedad, frecuencia de volteo y de
la presencia o ausencia de aireación
forzada (Park et al., 2005). El pH Influye en
el proceso debido a su acción sobre
microorganismos, mientras que los hongos
toleran un margen de pH entre 5 y 8, la
capacidad de tolerancia para las bacterias
es menor ( pH= 6 - 7.5) según Lay et al.,
1997.
Población microbiana. Entre los
diversos tipos de bacterias que intervienen
en el proceso, las psicrofílicas son capaces
de degradar la materia orgánica a bajas
temperaturas y generar el suficiente calor
para el crecimiento de las bacterias
mesófilas que requieren un rango de
temperatura medio entre 20°C a 35°C para
desarrollarse; su actividad eleva la
temperatura hasta los 45°C lo que propicia
el crecimiento de las bacterias termofílicas
que elevan la temperatura de la composta
hasta 75°C y degradan la mayor parte del
material; una vez que bajan su actividad, la
composta reduce su temperatura (Diaz et
al., 2002). Para que la composta alcance
una calidad fertilizante deberá ser estable,
con mínima concentración de materia
orgánica fácilmente degradable, mínimo
volumen, con máxima concentración de
nutrientes (relación N:P:K adecuada)
mínima concentración de compuestos
tóxicos, nula concentración de patógenos,
semillas de malas hierbas, larvas o huevos
de insectos, olor agradable o en todo caso
que no recuerde su origen. Se estima que
en un mes luego de que alcance la
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temperatura del ambiente, la composta puede
tener esas características (Petersen et al.,
2003).
Biometanización.
La posibilidad de obtener energía
mediante el tratamiento anaeróbico de
residuos orgánicos ha adquirido gran interés
en diversos países (Hohlfeld y Sasse, 1986)
y algunos aspectos técnicos han sido
desarrollados para adaptar esta tecnología
a comunidades rurales (Nazir, 1991). En los
biodigestores es posible transformar más de
90% de la energía disponible para oxidación
directa a metano y utilizar solo 10% para el
crecimiento bacteriano; además del biogas
(mezcla de dióxido de carbono, metano y
elementos traza) se obtiene un efluente líquido
de alta calidad fertilizante (Castro et al.,
2001). La mayoría de los sistemas de
digestión anaeróbica de desechos de
ganado operan dentro de rangos mesofílico
(35 a 37 o
C ) aunque en los últimos años existe
una tendencia a pasar a rangos termófilios
con temperaturas mayores de 40°C para
aumentar la producción de biogás y la
destrucción de organismos patógenos
(Hansen et al., 2006). Esto requiere más
gasto calórico por lo que en países poco
templados podrían resultar
termodinámicamente menos estables
(Hopson, 1990).
Factores que intervienen en el proceso
de biometanización
La digestión anaerobia requiere del
estricto control de diversos factores
ambientales (temperatura, pH del medio,
presencia de sustancias tóxicas) y
operacionales (disponibilidad de nutrientes,
tiempo de retención (THR) y nivel de carga)
que condicionan el desarrollo de las
diferentes poblaciones microbianas que
actúan en el proceso (Sosa et al., 2003).
Las etapas bioquímicas y las poblaciones
microbianas implicadas en el proceso
anaeróbico se esquematizan en la Figura
1.
Figura 1. Fases de la fermentación anaeróbica y bacterias que intervienen. Los números indican la población
bacteriana responsable del proceso: 1: bacterias fermentativas; 2: bacterias acetogénicas que producen
hidrógeno; 3: bacterias homoacetogénicas; 4: bacterias metanogénicas hidrogenotróficas; 5: bacterias
metanogénicas acetoclásticas. (Pavlostathis y Giraldo-Gómez,1991).
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Los grupos de bacterias trabajan de
manera simbiótica y secuencial generando
los sustratos y condiciones del medio para
el crecimiento de las subsecuentes
poblaciones. De esta forma las bacterias
hidrolíticas descomponen las cadenas largas
de compuestos orgánicos en intermediarios
de cadena más corta que son consumidos
por organismos fermentativos durante la
etapa acido génica; estos a su vez crean las
condiciones anaeróbicas y sustratos
orgánicos (ácidos grasos volátiles, ácido
acético, fórmico, H2) que son utilizados
directamente por las metanogénicas (Stams,
1994) que los transforman a metano.
Dado que las tasas de crecimiento de
las bacterias metanogénicas son cinco veces
menores que las de la fase anterior, estas
son responsables directas del desarrollo del
proceso, de modo que condicionan el tiempo
de retención (THR) o permanencia del
material en el reactor y la temperatura de
trabajo (Campos, 2001a). Para asegurar la
formación anaerobia de metano deberán
considerarse los siguientes parámetros:
pH y alcalinidad. Los procesos
biológicos y químicos implicados se
desarrollan a rangos de pH cercanos a la
neutralidad. Valores de pH inferiores a 6.0 ó
superiores a 8.0 dificultan el crecimiento
microbiano y el equilibrio químico de las
reacciones dando lugar a la formación o
acumulación de sustancias que causan
efectos inhibitorios, como los ácidos grasos
volátiles (AGVs) que se acumulan en la fase
acetogénica por la baja velocidad de
consumo de las metanogénicas (Hwu et
al.,1997), provocando un descenso del pH e
inhibición del crecimiento bacterial.
Igualmente valores de pH alcalinos favorecen
el desplazamiento del equilibrio amonio-
amoniaco hacia la formación de amoniaco
libre con efectos tóxicos a las bacterias
metanogénicas (Lay et al., 1997).
Los métodos que se aplican para
corregir las variaciones de pH durante el
proceso, regulan los periodos de carga de
alimentación en el digestor y deja que las
bacterias metanogénicas asimilen los AGVs
hasta que se incremente el pH a un nivel
aceptable o se adicionan sustancias
bufferantes para aumentar el pH como el
agua con cal (Campos, 2001a). Aunque el
monitoreo del pH refleja un estado del
sistema, las variaciones pueden resultar
demasiado lentas y una vez detectadas su
recuperación podría ser inevitable, por lo
que es conveniente monitorear otras
variables tales como la producción de
biogás y contenido de metano, contenido de
AGVs, presión parcial de hidrógeno o
indicadores de la población bacterial (Burak
et al., 2005). Para residuos de porcinos y
aves con alcalinidades altas las caídas de
pH son poco importantes aun cuando se
produzcan acumulaciones de AGVs
(Campos, 2001b).
Temperatura. Aunque el crecimiento
bacteriano y por tanto la producción de
biogás en ausencia de inhibidores se
favorece con la temperatura las poblaciones
anaeróbicas son especialmente sensibles
a los cambios de esta variable, ya que sus
niveles óptimos de crecimiento y
metabolismo se desarrollan a rangos muy
definidos para cada grupo en particular
(Hansen et al., 2006). Las bacterias
metanogénicas resultan ser especialmente
susceptibles por sus velocidades de
crecimiento más lentas que las
acidogénicas (Stams, 1994). Altas
temperaturas causan destrucción en las
enzimas celulares e influyen en importantes
equilibrios químicos del proceso como el
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amonio-amoníaco libre o ácidos grasos
volátiles ionizados-no ionizados, que favorecen
las formas no ionizadas que resultan tóxicas
para los microorganismos (Campos, 2001b).
Nutrientes. Aunque los tratamientos
anaeróbicos se caracterizan por sus bajos
requerimientos de nutrientes; una proporción
adecuada de nitrógeno y fósforo es necesaria
para el crecimiento de la población bacteriana.
Algunos autores reportan la relación de estos
nutrientes en función de la concentración de
carbono considerando que la proporción C/N
debe oscilar entre 15-30/1 y de C/P de 75-
113/1; valores muy inferiores disminuyen la
velocidad de reacción y superiores crean
problemas de inhibición del proceso biológico
(Speece, 1987). Otros nutrientes que se
requieren en cantidades mínimas son el sulfuro,
cobalto, níquel, molibdeno, selenio, riboflavina
y vitamina B12 (Campos 2001a). En general
los residuos ganaderos suministran una
suficiente concentración de todos los nutrientes
siendo más común la presencia de problemas
por exceso que por defecto (Moss et al., 2000).
Toxicidad. La presencia de ciertos
compuestos de metales, antibióticos, sales y
bactericidas a bajas concentraciones alteran
los procesos biológicos y afectan la digestión
aun los nutrientes esenciales a altas
concentraciones causan efectos tóxicos,
siendo las bacterias metanogénicas las más
sensibles (Stams, 1994). En alimentos para
ganado con elevado contenido de proteína, un
desbalance debido a altos contenidos de
nitrógeno y bajas disponibilidades energéticas
causa toxicidad por generación de amonio. Las
concentraciones inhibitorias son variables y
dependen de la capacidad de aclimatación de
las bacterias las cuales están relacionadas con
el pH y la temperatura (Hashimoto, 1986).
Parámetros de construcción. Para
lograr una máxima producción de biogás,
deben considerarse criterios
relacionados con el nivel de carga y
tiempo de retención (THR) para el diseño
y tamaño del digestor. El nivel de carga
constituye la cantidad de materia seca
total (MS) o parte de la materia orgánica
(MO) que es alimentada diariamente por
metro cúbico del volumen de digestor. La
MO esta compuesta por la parte de la MS
o sólidos volátiles (SV) que teóricamente
se fermentan para ser convertidos a
metano y el TRH es el tiempo que las
bacterias disponen para completar el
proceso en el digestor.
El THR de los desechos en un
digestor está determinado por el diseño
del digestor, las fluctuaciones de la
temperatura y composición de los
desechos (Ahring et al., 1992). Para los
residuos ganaderos suele variar de 10 a
30 d. y el contenido de SV no debe
exceder al 10 % en la mayoría de los
casos, por eso, los residuales de granjas
deben de diluirse antes de ser tratados.
El mezclado y tamaño de partículas
influyen en la disponibilidad de las
superficies a la acción bacteriana y
previene la disminución de ésta por
agotamiento puntual de los nutrientes o
acumulación de metabolitos (Dugba y
Zhang, 1999).
La eficiencia del digestor es
estimada por la cantidad de MO
degradada por unidad de volumen del
digestor. Al aumentar el THR la fracción
de materia orgánica degradada aumenta,
sin embargo una vez superado el óptimo
la producción volumétrica de metano
(producción por unidad de reactor
disminuye. Para materiales fácilmente
degradables, se requieren THR más
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cortos y tamaños de digestores más
pequeños. Por tanto, para cada tipo de
residuo y volumen de digestor se necesita
determinar el tiempo de retención que
optimiza el proceso (Castro et al., 2001).
Estrategias de tratamiento de desechos
líquidos
El tratamiento de aguas residuales
provenientes de establos también deberán
ser consideradas para un manejo integral
de desechos pecuarios. A pesar de que la
separación de las fracción líquida del
estiércol contribuye de manera significativa
a la reducción de su potencial contaminante,
el líquido que se queda después de la
separación aun representa una amenaza al
medio ambiente (Marino y Boland, 1999 )
en la mayoría de los casos su aplicación
cuidadosa al suelo permite la eliminación
segura, sin embargo en condiciones
especificas de una granja puede ser poco
indicado. Entre las estrategias disponibles
para el tratamiento de los desechos líquidos
ganaderos se describen:
Utilización de lagunas. El estiércol
líquido antes o después de ser separado
de la fracción sólida, puede ser tratado en
lagunas aeróbicas o anaeróbicas. En
ambos casos el material orgánico es total
o parcialmente mineralizado y parte de los
nutrientes se descargan a través de la fase
liquida a aguas superficiales o se usan para
riego (Craggs et al.,2003). Al igual que en
el proceso de composteo las bacterias
oxidan los compuestos contaminantes
como los AGVs presentes en el lodo
haciéndolo menos ofensivo con menos
olores y emisiones de metano durante el
almacenamiento y en el momento de la
aplicación al suelo; por medio de la
nitrificación y desnitrificación subsiguiente,
existe una reducción en el contenido de
nitrógeno amoniacal, de la demanda
biológica de oxigeno (DBO) del lodo y la
inactivación de muchos patógenos, aunque
no siempre se logra una desinfección
completa, los productos finales son CO2, H2O
y N2 (Grommen y Verstraete, 2002). En
lagunas anaeróbicas la degradación del
material orgánico se hace de manera
parcial; mayores reducciones de DBO
suelen alcanzarse tras la separación de la
fracción sólida del estiércol antes de la
digestión, aunque se reduce el rendimiento
de biogas (Moss et al., 2000). De las
tecnologías emergentes que contribuyen a
mejorar las características fermentativas de
los compuestos recalcitrantes son la
ozonización, molienda del material
(Weemaes et al., 2000) y la gasificación
subcrítica ( Misch et al., 2000). Con respecto
a los procesos de eliminación de nitrógeno,
biotecnologías como procesos de
oxidación de amonio (Fdz-Polanco et al.,
2001) y la nitrificación y desnitrificación en
condiciones bajas de oxigeno en los que
nitrificantes convencionales generan la
producción de N2 (g) (Grommen y Verstraete,
2002) han ganado terreno en el campo de
la fisiología microbial.
Uso de filtros biológicos o
humedales. Constituyen una alternativa de
bajo costo para el tratamiento de aguas
residuales de pequeños núcleos urbanos; se
fundamentan en el uso de plantas fijadas con
grava, de modo que al escurrir la corriente
de agua por sus raíces, las bacterias que
se acumulan degradan el material orgánico
(García et al., 1997). Para cualquier sistema
incluyendo desechos líquidos ganaderos,
pueden idearse como tratamiento terciario
después de un tratamiento biológico
(lagunas o bio-digestores) obteniéndose
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mejores niveles de depuración.
Entre otros tratamientos físicos, la
eliminación de amoniaco por ¨stripping¨ y
absorción genera como producto una solución
concentrada de sal de amonio que requiere
un tratamiento posterior para su utilización;
mientras que por la electro- remediación se
hace pasar una corriente eléctrica á través de
la fase líquida del estiércol que provoca la
precipitación de los iones metálicos en el
electrodo y permite disminuir la concentración
de metales pesados (Dash y Starmans, 2006).
En cambio en la nitrificación como tratamiento
biológico, el amonio sufre una conversión a
nitrito que en combinación de un proceso de
desnitrificación, se convierte en nitrógeno
gaseoso (N2) (Kuai y Verstraete, 1998).
Diversas estrategias de manejo y
tecnologías ambientales son requeridas para
controlar el exceso de nutrientes y otros
riesgos en ecosistemas; sin embargo el
desarrollo se ve limitado por políticas
económicas y regulaciones de manejo de
desechos que presentan condiciones
limitantes para determinar si una tecnología
dada es la más adecuada para el ganadero.
En el Cuadro 1 se resumen las características
básicas de algunos procesos aplicados a los
desechos ganaderos. Debido a la amplia
variedad de procesos de tratamiento
existentes, es importante limitar la elección de
las técnicas probadas de acuerdo a las
alternativas y necesidades existentes en las
unidades de producción y considerar la
calidad y variabilidad de las excretas a tratar,
así como los costos asociados al proceso. En
mucho de los casos, la combinación de dos o
más tratamientos resulta necesario para
alcanzar un objetivo en particular (Verstraete,
2002). La Figura 2 representa un esquema
propuesto de los procesos unitarios que
pueden aplicarse para el tratamiento de
los desechos sólidos y líquidos
provenientes de los sistemas ganaderos
intensivos.
Conclusiones
La producción ganadera no es un
negocio fácil y es comprensible que los
productores no vean con buenos ojos el
tener más restricciones. No obstante, se
beneficiarían al tener un ambiente más
limpio, de tal manera que es muy
importante tomar acciones inteligentes
fundamentadas en principios científicos
para adoptar técnicas para manejar y
tratar los estiércoles y aguas residuales
generados en las unidades de
producción. La evaluación de los riegos
de contaminación causados por
excedentes de nutrientes es el primer
paso en dicho proceso, y el segundo es
tomar en cuenta las múltiples tecnologías
de tratamiento disponibles para reducir
el riesgo. Si la elección de las técnicas o
estrategias no está completamente
clara, debe considerarse que a pesar de
la gran diversidad de los sistemas de
producción, los principales problemas
ambientales que afectan el agua, aire y
suelo son compartidos por ganaderos en
todas partes del mundo, y ellos están de
acuerdo en la necesidad de seleccionar
las mejor manera de ayudar a los demás
y hacer las elecciones correctas.
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Cuadro 1. Operaciones aplicadas al tratamiento de residuos ganaderos.
(T: residuo íntegro; S: fracción sólida; L: fracción líquida).
Figura 2. Estrategia de tecnologías
propuestas
para el
tratamiento de
desechos
(heces y
orines)
generados en
unidades
ganaderas
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Resúmenes curriculares de autor y coautores
CRISTINA ELIZABETH VÉLEZ SÁNCHEZ VERÍN. En 1983 obtuvo el titulo de Ingeniero Químico Bromatólogo, por la Facultad de Ciencias Químicas
de la Universidad Autónoma de Chihuahua (UACH). Realizó estudios de doctorado, otorgándosele en 1990 el grado de Doctor en
Ciencias Biológicas, por la Universidad Autónoma de Madrid, España. Durante el 2001 obtuvo su post doctorado con especialidad
en Ciencias Ambientales, en el Centro de Investigaciones de Materiales Avanzados (CIMAV); durante ese periodo trabajó sobre
el aprovechamiento de residuos aplicando procesos químicos y biológicos. La Dra. Vélez ha dirigido tesis de licenciatura y
posgrado y publicado 20 artículos en revistas arbitradas internacionales; además, su producción académica incluye 18 resúmenes
y 30 artículos en extenso publicados en memorias de congresos científicos, sobre toxicología y farmacología de especies
aviares. La Dra. Vélez es miembro del Sistema Nacional de Investigadores (S.N.I.) y profesora de tiempo completo de la Facultad
de Zootecnia (UACH), y sus proyectos de investigación están enfocados al monitoreo y evaluación de recursos naturales, entre
los que destaca el desarrollo del proyecto “Diseños de planes de gestión para los residuos pecuarios y tecnologías de
aprovechamiento para la producción de combustibles alternos (biogas) y fertilizantes sólidos”.
CARMELO PINEDO ÁLVAREZ. Terminó su licenciatura en 1978, año en que le fue otorgado el título de Ingeniero Zootecnista, por la Facultad
de Zootecnia de la Universidad Autónoma de Chihuahua (UACH). Realizó estudios de posgrado en la Facultad de Contaduría y
Administración (UACH), obteniendo en 1986 el grado de Maestro en Manejo de Recursos Humanos. En el año de 1998, finalizó su
programa doctoral en la Facultad de Zootecnia (UACH), otorgándosele el grado de Doctor in Philosophy con especialidad en
Manejo de Recursos Naturales. Desde 1999 labora en la UACH y posee la categoría de Académico Titular C. Es autor y coautor
de numerosos artículos publicados en revistas indexadas nacionales e internacionales. Ha participado como ponente en numerosos
congresos científicos y como evaluador de proyectos de investigación y programas educativos. Como profesor, ha dirigido
numerosas tesis de licenciatura, maestría y doctorado. Durante su vida profesional ha sido distinguido con diversos reconocimientos
por su productiva labor científica; siendo las principales áreas de especialización el monitoreo de recursos naturales y sistema
de información geográfica.
OSCAR A. VIRAMONTES OLIVAS. Cursó su licenciatura (1981-1985) en la Facultad de Zootecnia de la Universidad Autónoma de Chihuahua
(UACH). En la misma facultad realizó estudios de posgrado (1991-1993), cursando la Maestría en Ciencias en Producción Animal,
con especialidad en Reproducción y Genética Animal, otorgándosele una mención en su área. Durante el periodo 2005-2008,
realizó estudios de doctorado en el Instituto de Ciencias Agrícolas de la Universidad Autónoma de baja California (UABC),
otorgándosele en el año 2008 el grado de Doctor en Ciencias, siendo el tema de su disertación: “Evaluación de las propiedades
hidráulicas del suelo superficial aplicando un modelo de escurrimiento en la Cuenca del Río Conchos”. En el periodo 1981-
1985 trabajó para la Facultad de Medicina de la UACH, ocupando el cargo de Jefe del Departamento de Animales de Investigación;
a partir de 1985 se incorpora a la Facultad de Zootecnia, colaborando en una variedad de tareas académicas y científicas,
pudiendo señalarse entre algunas áreas las de: Extensión y Difusión, Planeación, Reproducción y Genética, Recursos Naturales
y Ecología. Su vida profesional abarca una larga experiencia editorial en diferentes periódicos y revistas científicas, escribiendo
sobre diversos temas; además, es autor del libro “La Rabia”. Ha colaborado con el Cuerpo Académico “Agua y Suelo” del Instituto
de Ciencias Agrícolas de la UABC; mientras que en la Facultad de Zootecnia de la UACH, colabora activamente en el Cuerpo
Académico “Ecología y Recursos Naturales”.
CARLOS ORTEGA OCHOA. El Dr. Ochoa cursó su licenciatura en la Facultad de Zootecnia de la Universidad Autónoma de Chihuahua
(UACH), obteniendo en 1986 el título de Ingeniero Zootecnista. Realizó estudios de posgrado en Iowa State University, otorgándosele
en el año de 1993, el grado de Maestro en Ciencias con un mayor en Agronegocios. Sus estudios de doctorado los realizó en
Texas Tech University, institución que le otorgó en mayo de 2006 el Doctorado en Ciencias, con un mayor en Manejo de Pastizales
y un menor en Economía Agrícola. Es Maestro de Tiempo Completo, posee el Perfil PROMEP y se encuentra adscrito a la Facultad
de Zootecnia y Ecología (UACH). Es Miembro del Cuerpo Académico de Recursos Naturales y Ecología. Ha publicado artículos
científicos en diversas revistas arbitradas y de divulgación. Actualmente ocupa el cargo de Presidente del Colegio Nacional de
Ingenieros Zootecnistas, A. C. (2007-2009). Desde el año 2006 es Miembro de del Consejo Consultivo Pecuario de la Fundación
Produce Chihuahua, A. C. También es Miembro de la Sociedad Internacional de Manejo de Pastizales, ocupando el cargo de
Presidente de la Sección México desde el año 2008.
ALICIA MELGOZA CASTILLO. En 1977 obtuvo el título de Bióloga por la Facultad de Ciencias Biológicas, Universidad Autónoma de Nuevo
León. Realizó estudios de maestría en la Universidad Estatal de Arizona, obteniendo en 1985 el grado de Maestría en Ciencias,
especialidad Manejo de Pastizales. En 1995 obtuvo su Doctorado en Ciencias, en la especialidad de Ecología de Pastizales, grado
que le fue otorgado por New Mexico State University. Ha trabajado en el Instituto Nacional de Investigaciones Forestales Agrícolas
y Pecuarias y como asistente de investigación en el Departamento de Agricultura de los Estados Unidos de Norteamérica.
Actualmente ocupa la plaza de Maestro de Tiempo Completo en la Facultad de Zootecnia y Ecología, Universidad Autónoma de
Chihuahua. Ha publicado escritos científicos en revistas arbitradas e indexadas, contándose entre ellos notas de investigación,
artículos científicos, folletos técnicos, capítulos de libros y libros. Es evaluadora de proyectos del CONACYT; tambiés es árbitro
de revistas nacionales e internacionales, señalándose entre ellas: Técnica Pecuaria en México, Journal of Arid Environment y
African Journal of Botany. Ha recibido diversos reconocimientos por parte de organizaciones nacionales e internacionales,
siendo uno de ellos el reconocimiento como Miembro del Sistema Nacional de Investigadores (S.N.I.).
DOI: https://doi.org/10.54167/tecnociencia.v2i2.75
