SANEAMIENTO ECOLOGICO

2o Simposio Internacional sobre Saneamiento Ecológico, abril 2003

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Sesión F

Agro-reutilización higiénica

Coordinadores

Caroline Schönning (Instituto Sueco para el Control de enfermedades infecciosas, Suecia)

Joachim Clemens (Universidad de Bonn, Alemania)

Ponencias

Separación de heces combinada con desviación de orina – función y eficiencia* Björn Vinnerås, Håkan Jönsson (Universidad Sueca de Ciencias Agrícolas, Suecia)

Orina, heces, aguas grises y desechos sólidos biodegradables como posibles fertilizantes* Helena Palmquist (Universidad Tecnológica Luleá, Suecia), Håkan Jönsson

El uso de la orina humana separada como fertilizante mineral* Jürgen Simons, Joachim Clemens (Universidad de Bonn, Alemania)

Sistemas integrados para producción de gas, producción agrícola no-contaminante y saneamiento en zonas rurales de China Yao Xianjung, Wang Hai (Ministro de Agricultura, China)

Composta con orina humana: un enfoque para fertilizante de plantas* Wantana Pinsem (Instituto Tecnológico Rey Mongkut, Tailandia), Björn Vinnerås

‘Humificación’ de lodos residuales en un procedimiento de conversión secuencial Joachim Pabsch, Holger Pabsch, Andreas Purrmann (IPP Consult GmBH, Alemania)

*Estas ponencias fueron revisadas por el comité científico del simposio


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Separación de heces combinada con desviación de orina – función y eficiencia*

Björn Vinnerås, Håkan Jönsson

Universidad Sueca de Ciencias Agrícolas Box 7032; SE-750 07 Uppsala, Suecia e-mail: [email protected]

Palabras clave

Aguas negras, separación fecal, recuperación de nutrientes, reciclado de nutrientes, desviación de orina

Resumen

Las aguas residuales domésticas contienen una porción muy importante de nutrientes útiles para las plantas, particularmente en los elementos del inodoro que se originan a partir de la orina y las heces. Con el uso de un sistema de aguas negras es posible recuperar estos elementos ricos en nutrientes. No obstante, los nutrientes en las aguas negras se diluyen debido a la gran cantidad de agua que los arrastra, incluso cuando se utiliza un sistema de vacío con bajo consumo de agua.

Si se utiliza una combinación de desviación de orina y separación de materia fecal y el agua que descarga el sanitario es posible recolectar la mayor parte de los nutrientes, pero de manera mucho más concentrada en comparación con los sistemas de aguas negras. La eficiencia de la separación inmediata es mayor que la separación mediante un filtro. La eficiencia de la separación depende del sistema diseñado; sin embargo, si está bien diseñado y construido es posible separar 84% de N, 86% de P y 65% de K de la materia fecal. En un sistema donde se desvíe 95% de la orina y en el cual se separen de inmediato las heces es posible separar 93% de nitrógeno, 92% del fósforo y 87% de potasio en una fracción que comprende la mitad del volumen de aguas negras provenientes de un sistema de vacío.

Introducción

En las aguas residuales domésticas la principal aportación de nitrógeno (N), fósforo (P) y potasio (K) se origina en la fracción de orina, seguida por las fracciones fecales (figura 1). La fracción con menor concentración de nutrientes es la de aguas grises (Vinnerås, 2002). Irónicamente, la fracción más grande es la compuesta por las aguas grises, normalmente entre 10 y 55 m3 por persona al año. La fracción de orina es considerablemente menor, con un flujo de aproximadamente 0.5m3 por persona por año, mientras que la fracción fecal es mucho menor y contiene aproximadamente 50 kg de materia por persona al año.

Los nutrientes excretados en la orina y las heces reflejan la composición de los alimentos consumidos: en la orina está la mayor parte de los nutrientes metabolizados mientras que en las heces está la mayor parte de los no metabolizados. Los nutrientes consumidos y excretados se encuentran en equilibrio en los adultos y casi en equilibrio en los menores de edad, si bien sólo 2% de los nutrientes consumidos durante los 13 primeros años de vida se absorben en la constitución del cuerpo.

*Esta ponencia fue revisada por el comité científico del simposio


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En un sistema sanitario convencional que utiliza agua, los nutrientes contenidos en la orina y las heces se diluyen debido a la gran cantidad de agua que se utiliza para arrastrarlos, aproximadamente 15-20 m3 p-1a-1. Incluso en los sistemas de vacío los nutrientes se diluyen por lo menos en 2-3 m3 de agua por persona al año en caso de que el sistema se encuentre operando bien, de otra forma es mayor. Es importante que el volumen de agua que diluye los nutrientes se mantenga lo más bajo posible para que el reciclado de nutrientes para plantas sea económicamente viable en las fracciones del sanitario. Es posible obtener la concentración más elevada de nutrientes si la orina y las heces se recolectan sin el agua de arrastre. Sin embargo, a la fecha, probablemente no es la opción más aceptada en el mundo occidental.

Figura 1: La cantidad de masa, materia seca, nitrógeno, fósforo y potasio en las distintas fracciones de aguas residuales domésticas. El agua de arrastre aquí incluida representa la cantidad de agua utilizada en un sanitario de descarga promedio sueco (61/descargas). (Vinnerås, 2003)

Sin embargo, es posible utilizar un sanitario de arrastre de agua y todavía recolectar los nutrientes de la orina y las heces en forma relativamente concentrada. La forma más sencilla de recolectar la orina es utilizar una taza de baño con desviador de orina (figuras 2a-b), en el cual la mayor porción de nutrientes se recolecta con la orina en el recipiente ubicado en la parte frontal de la taza. También hay que recolectar la materia fecal. Como dicha materia normalmente es sólida, es posible recolectarla separando sólido y líquido después de un breve trayecto. Para recolectar los nutrientes fecales utilizando esta técnica, la principal porción de nutrientes debe permanecer en las partículas fecales durante el tránsito y separación.

Para este tipo de separación se utilizan principalmente dos técnicas. La primera es hacer uso de un filtro donde quedan atrapadas las partículas fecales y el papel, y donde la materia recolectada es al mismo tiempo un medio de filtrado durante el siguiente año. Posteriormente hay que desecar la materia y hacer composta por un año antes de poder utilizarla como fertilizante o acondicionador de suelos (Gajurel et al., 2002). La otra es hacer uso de un separador que combina un efecto centrifugado, tensión superficial y fuerza de gravedad para separar partículas y líquidos (figura 2c) (Vinnerås et al., 2002a). Con este método, hay una separación instantánea de partículas y líquido, con lo cual se evita el riesgo de continuar extrayendo los nutrientes contenidos en las partículas, debido al filtrado del líquido.

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Figura 2: a) taza de bano con desviador de orina, por Gustavsberg, b) la taza con desivador de orina modelo ES, de WostMan Ecology, c) el separador de sólidos y liquido, de Aquatron, que utiliza la fuerza de gravedad, tensiom superficial y un efecto de centrifugado

Objetivos

El objetivo de este estudio fue comparar distintas técnicas para separar los nutrientes fecales que se encuentran en el agua de los sanitarios de arrastre de agua, particularmente con respecto a la eficiencia de separación de nutrientes y materia sólida. Otro objetivo fue comparar el potencial de recuperación de nutrientes de los sistemas basados en separación fecal y desviación de orina, y los sistemas de aguas negras.

Métodos

Se investigó la técnica de separación con efecto centrifugado, tensión superficial y fuerza de gravedad combinada con la desviación de orina, en relación con su eficiencia de separación de nutrientes requeridos por las plantas: nitrógeno, fósforo y potasio.

La unidad habitacional Ekoporten, en Norrkoping, con 35 inquilinos, está equipada con este tipo de separador de materia fecal combinada con desviación de orina. Los departamentos tienen tazas con desviación de orina mientras que en el sótano (de los edificios de cuatro pisos) están instalados dos separadores que separan la materia fecal (heces y papel sanitario) del agua de arrastre. Se recolectó y midió la cantidad de orina desviada, lo cual hizo posible estimar la cantidad de orina no separada, es decir, que no llegó al lugar correcto (Vinnerås y Jönsson, 2002a).

Se identificaron varios puntos débiles en este sistema a escala real, lo cual llevó a experimentar con un modelo de laboratorio. En dicho experimento, el sistema de aguas negras consistió en un metro de tubería vertical conectado con un codo de 900 a un metro de tubería horizontal, al final de la cual se encontraba un separador. Manualmente se introducía la material fecal en el tuvo vertical para, posteriormente, descargar cuatro litros de agua (Vinnerås y Jönsson, 2002b).

Concluido el experimento, el sistema se llevó a un modelo experimental. El tubo vertical se alargó a cinco metros, el codo a 900 se reemplazó con uno de 450, suavizando el cambio de dirección. Las heces se introdujeron vía una taza con desviación de orina colocada al inicio del tubo vertical. Primero se depositó la materia fecal en la taza, después papel de baño, diez segundos después se bajo la palanca del agua (Vinnerås, 2003).

Enseguida se evaluó la eficiencia de la separación con respecto a la distribución de los nutrientes fecales y la materia seca entre los sólidos separados (SSep) y el agua separada (ASep).


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Se han practicado diversos estudios de la recolección de orina desviada, en los cuales se recolectó por varias semanas continuas la orina de los hogares (Jönsson et al., 2000; Vinnerås, 2002). Dichos estudios en combinación con los estudios en Ekoporten permiten predecir las cantidades recuperables de nutrientes en las diferentes fracciones del sanitario.

Resultados y discusión

Desviación de orina

A la fecha se fabrican dos tipos de tazas de baño con desviador de orina. El primer tipo tiene integrado a la taza un recipiente para la orina, ejemplos de ello son las tazas WostMan Ecology modelo DS y la taza de baño con desviador de orina Gustavsberg (Fig. 2a). El otro tipo se basa en dos recipientes más definidos y separados, ejemplos de este son el WostMan Ecology ES (figura 2b) y el Dubbletten. Todos estos modelos utilizan cierta cantidad de agua para la descarga. Las tasas de baño con recipientes integrados (Fig. 2a) producen una mezcla de orina un tanto más diluida (Höglund et al., 1999), sin embargo, no se han detectado diferencias significativas con respecto a la cantidad de nutrientes en tazas de baño con doble descarga. Sin embargo, con la taza de baño WostMan Ecology ES con una sola descarga de agua, que recolecta las heces secas, se observó una tasa de recolección más alta (Andersson y Jensen, 2002). Esto también es una señal del efecto que implica recolectar la orina utilizando tazas de baño que funcionen bien en combinación con usuarios motivados (tabla 1).

Los principales factores que regulan la tasa de recolección de orina parecen ser el funcionamiento de la taza del inodoro y la motivación de los usuarios (Jönsson et al. 1998; Lindgren, 1999). Con la combinación de muebles de baño que funcionen bien y usuarios motivados, parece posible recolectar más de 90% de la orina excretada.

Área Motivación Función Tipo N (g p-1 a-1) P (g p-1 a-1) K (g p-1 a-1) Valores suecos predefinidos1

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Gebers2 + + A 3830 250 820 Ekoporten3 0 - A 2500 230 800 Understenshöjden3 + - A 3080 265 843 Hushagen4 0 0 B 2800 170 580 Miljöhuset3 - - A 1852 150 450

1 (Vinnerås, 2002) 2 Taza de baño WostMan Ecology ES 3 Taza de baño Dubbletten 4 Taza de baño WostMan Ecology DS

Tabla 1: Comparación entre valores predefinidos del contenido de nutrientes en la fracción de orina desviada con la cantidad de nutrientes recolectados en las diversas áreas investigadas. La columnas que muestran motivación y funcionalidad están marcadas con +, 0 y –. El tipo de baño hace referencia a la figura 2

Los diversos estudios indican un promedio de recolección de entre 44 y 95% de la orina recolectable. Cuando sólo se recolectó 44% los inodoros presentaron muchos problemas de funcionamiento o usuarios desmotivados, es decir, estos últimos no tenían mucha información sobre el sistema y tampoco sabían por qué se había instalado (Lindgren, 1999). En un sistema donde se recolectó 80% de orina, las tazas de baño también presentaban muchos problemas de funcionamiento pero los usuarios estaban extremadamente motivados y habían optado ellos mismos por el sistema (Jönsson et al., 1998). Estas tazas de baño con problemas de funcionamiento formaban parte de los primeros muebles diseñados para desviar la orina; ahora sabemos que los modelos posteriores tienen mejoras significativas.

Sistemas distintos tienen eficiencia distinta en cuanto a la recolección de nutrientes de la orina. Comparamos la orina recolectada durante los diversos periodos de recolección con lo esperado por el valor sueco predefinido para la orina excretada (Vinnerås et al, 2003). Ello hizo posible


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estimar la cantidad de nutrientes perdidos durante la recolección. Se realizaron correcciones del tiempo que se pasa en casa, lo que hizo posible proporcionar valores para personas de tiempo completo en las distintas áreas de recolección (tabla 1).

Jönsson et al. (2000) informan sobre la recolección de orina en Understenshöjden y Hushagen, mientras que Lindgren (1999) reporta la recolección de orina en Miljöhuset.

Separación fecal

Las mediciones iniciales en el sistema a escala real indican buena separación de nutrientes fecales cuando no hubo desviación de orina. En efecto, se recolectó aproximadamente 60% de N y P, junto con 45% de K y 13% del total de la masa, en los sólidos separados (SSep). La masa más importante que se recolectó provino de grandes volúmenes de agua en los SSep, debido a la gran cantidad de descargas de agua por persona al día combinada una separación muy deficiente de agua. En consecuencia, el contenido de materia seca de los SSep fue tan sólo de 0.2%. Cuando la orina no se separó del agua fecal, la eficiencia de la separación de nutrientes fue mucho menor, ya que la proporción de nutrientes más importante en la orina están disueltos y por tanto sólo 13% de los nutrientes de la orina no separada terminó en los SSep y los restantes nutrientes terminaron en el ASep.

Al observar con mayor detalle el sistema, pudimos identificar varios factores clave que influyen sobre la composición de los sólidos separados: la cantidad de agua separada en la fracción de SSep; la cantidad de orina no desviada; el número de descargas de agua y la degradación de las partículas fecales.

La combinación de dichos factores hizo necesario revisar la función del separador. Para ello desarrollamos un modelo de laboratorio que permitiera buen control de los factores de influencia. En tanto que no hay entrada de orina en el sistema fue más sencillo evaluar la eficiencia de separación de materia fecal.

En el modelo de laboratorio la eficiencia de la separación fecal fue muy alta. Aproximadamente separamos 69% de N, 72% de P y 68% de K en la fracción de SSep. El contenido de materia seca en los SSep fue 10%, que podría compararse con 23% de materia seca en la material fecal introducida en el tubo.

Sin embargo, incluso con una caída de sólo un metro la desintegración de las partículas fecales fue muy alta. Encontramos que ello se debió al ángulo cerrado ubicado en el punto de unión del tubo vertical y el tubo horizontal que transporta la materia fecal. Modificamos este punto cuando construimos un sistema de prueba piloto, en el cual se utilizaron dos codos de 450 para crear un ángulo de 900 menos abrupto; esto resultó en una menor desintegración de las partículas, incluso después de una caída vertical de cinco metros, con lo cual se incrementó la eficiencia de separación. Los nutrientes que separamos de las heces fueron aproximadamente 82% de N, 86% de P y 65% de K en los SSep en el modelo experimental. Posiblemente la explicación al incremento en la eficiencia de separación fue utilizar un ángulo menos abrupto.

En la medida que el papel de baño absorbe gran cantidad de agua, al incrementar el número de descargas con papel de baño también se incrementó significativamente la masa de SSep. Sin embargo, cuando las descargas fueron solamente de agua (sin papel de baño) el volumen separado en SSep sólo fue de dos cucharas cafeteras de agua por descarga. Aproximadamente 9% de los cuatro litros que se utilizan para una descarga terminaron en los SSep cuando sólo se descargaba con papel de baño. Incluso cuando el papel higiénico afecta el volumen de agua en los sólidos separados, no afecta la eficiencia de separación de los nutrientes (Vinnerås, 2003). No obstante, el uso de dicho papel incrementa tres veces la masa húmeda en los SSep cuando se compara con las heces separadas sin papel.

La evaluación de estos tres sistemas indica que el diseño del sistema y la instalación de los componentes influyen considerablemente en la eficiencia de separación. Cuando la transición


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del tubo vertical al horizontal se hace con un ángulo gradual, decrece la desintegración de partículas, incrementándose con ello la eficiencia de separación. Si el sistema tiene un diseño correcto, es posible recolectar nutrientes fecales en, aproximadamente, 85% de N y P, junto con 65% de K en SSep.

Otras opciones para separar la materia fecal de las descargas de agua implican filtrado. Esto puede hacerse de dos formas, sea como una recolección continua en la cual se agrega la materia separada a la sustancia filtrada, incrementando en consecuencia el volumen filtrado, o utilizando un filtro donde la sustancia filtrada se remueve inmediatamente después de la separación.

La separación con incremento de sustancia filtrada se utiliza en sistemas de separación rottebehaelter en los cuales se recolecta la materia fecal y el papel higiénico a lo largo de un cierto periodo (más de un año). Después se deja que los materiales maduren durante un año antes de que puedan utilizarse como fertilizante o acondicionador de suelo. Durante la recolección, hay riesgo de degradación de los materiales separados y que el agua de paso deslave los nutrientes. Vinnerås & Jönsson (2002b) también muestran que hay incremento de extracción de nutrientes en función del tiempo de contacto entre la materia fecal y el agua. Sin embargo, en el trabajo de campo efectuado por Gajurel et al. (2002) se observa que durante un mes de recolección y un mes y medio de maduración, se recolectó 60% de N, 40% de P y 20% de K en la fracción sólida. La ventaja de este método de filtrado es el alto contenido de material seco (30% en promedio) en comparación con otros métodos de separación, sin embargo hay mucha pérdida de nutrientes. De incrementarse el tiempo de retención, probablemente se incrementaría la pérdida de nutrientes.

Vinnerås y Jönsson (2002b) realizaron un experimento pequeño de laboratorio, en el cual utilizaron filtración de materia fecal y remoción inmediata de la sustancia filtrada. En dicho experimento separaron 80% de N, 72% de P y 65% de K en la fracción sólida. Durante la separación, el contenido acuoso de la materia fecal se incrementó al pasar de 77% inicial a 90%. Esta técnica de separación tiene partes mecánicas, lo cual incrementa las posibilidades de error en el funcionamiento y costo del sistema. Ya que ni los separadores que utilizan centrifugado, gravedad y tensión superficial, ni los rottebehaelter, tienen partes movibles, son mejores para la separación fecal. Sin embargo, si se utiliza la técnica de filtrado con remoción instantánea de la sustancia es posible recolectar más de los nutrientes fecales en comparación con la recolección continua utilizando la técnica de incremento de sustancia filtrante, como en el rottebehaelter.

Cantidades recuperables de nutrientes

La combinación de separación fecal y desviación de orina es muy prometedora para la obtención de nutrientes de la excreta en fracciones de menor volumen que sean fáciles de reciclar. Al utilizar las tazas de baño con desviador de orina, normalmente se recolecta entre 50 y 95% de nutrientes de la orina. Esto tiene mayor influencia en la eficiencia del sistema, en la medida que la separación fecal sólo puede separar los nutrientes unidos o contenidos en las partículas.

El sistema más eficiente desde el punto de vista de reciclado de nutrientes es el que utiliza un sistema de aguas negras (figura 3). Sin embargo, generalmente estos sistemas son altamente tecnificados que utilizan técnicas de vacío. Otra desventaja de los sistemas que utilizan poca agua para la descarga es el problema de mantener lo más bajo posible el volumen de agua diluyente (agua de arrastre). Por ejemplo en los sistemas con mini-descargas de agua, realmente se utilizan 2-4 litros de agua después de cada descarga en lugar de los decilitros para los cuales fueron diseñados dichos sistemas (Palm et al., 2002).

El escenario que ofrece el mayor reciclado de nutrientes con separación fecal fue uno donde se desvió 95% de la orina, como en Gebers (Andersson y Jenssen, 2002), combinado con una


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eficiencia de separación de nutrientes fecales como el del estudio piloto (figura 3; Vinnerås, 2003). En este escenario se recolectó 93% de N, 92% de P y 87% de K, en comparación con el sistema de aguas negras.

Figura 3: La estimación de cantidades recolectadas de nitrógeno, fósforo y potasio depende del tipo de sistema utilizado, comparado con la recolección de aguas negras, que funciona 100%. AN=aguas negras; RB=separación fecal con rottebehaelter y 95% de orina desviada, SF1=separación fecal con proyecto piloto y 95% de orina desviada, SF2=separación fecal y desviación de orina como la que se obtiene en Ekoporten y DO=desviación de orina, únicamente, 95%.

Al recolectar las partículas fecales en un rottebehaelter (Gajurel et al., 2002), combinadas con 95% de orina desviada se obtuvieron aproximadamente 90% de N, 77% de P y 75% de K en comparación con el sistema de aguas negras. Comparando ambos resultados, en el Ekoporten hubo una separación de nutrientes significativamente menor (figura 3), aproximadamente 72% de N, 68% de P y 62% de K en comparación con el sistema de aguas negras (Vinnerås y Jönsson, 2002a).

El sistema con desviador de orina combinado con separación fecal no es tan sensible como un sistema de aguas negras a la cantidad de agua descargada, excepto por el agua de arrastre que se utiliza en el recipiente donde cae la orina. La cantidad de sólidos sólo se ve influida ligeramente por el volumen de agua de arrastre utilizado en el recipiente posterior, ya que son las partículas junto con un poco de agua las que se separan en la fracción sólida (Vinnerås, 2002). Cuando se utiliza el sistema con centrifugado, gravedad y tensión superficial, sólo llegan pequeñas cantidades de agua hasta la fracción de SSep, cuando sólo llega con el agua de arrastre. El factor más importante que influye en el contenido de agua en los SSep es la cantidad de papel higiénico utilizado, en la medida en que el papel absorbe grandes cantidades de agua durante el arrastre. Esto incrementa el contenido de agua tres veces, en comparación con las heces solas (Vinnerås, 2003). El volumen de la fracción recolectada todavía es menor en comparación con el sistema de aguas negras (figura 4). Sin embargo, si el sistema no opera bien, como sucede en el caso de Ekoporten (Vinnerås y Jönsson, 2002a), la cantidad de agua recolectada en la fracción de SSep puede ser grande (figura 4). La cantidad de agua de arrastre que diluye la orina en los escenarios con desviación de orina quedó predefinida en 0.08 litros por orinada. La cantidad de agua promedio que se utiliza en Gebers fue de 0.07 l/descarga (Andersson y Jenssen, 2002), mientras que en Understenshöjden fue de 0.09 l/descarga (Jönsson et al., 1998).

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El rottebehaelter y el separador con centrifugado, gravedad y tensión superficial combinado con buena desviación de orina da una separación de nutrientes casi tan elevada como el sistema de aguas negras (figura 3). La diferencia más importante es que la concentración de nutrientes recolectados con el sistema de desviación y separación es doble en comparación con el sistema de aguas negras (figura 4).

Figura 4: La cantidad de agua recolectada por g de N, P y K depende del sistema que se utilice, AN=sistema de aguas negras con 0.08 litros/descarga y 2/4 (2 litros para descarga pequeña y 4 litros para descarga mayor), RB=Rottebehaelter con 95% de orina desviada, SF1=95% de orina desviada y separación fecal en modelo piloto, SF2=desviación de orina y separación fecal en Ekoporten.

Conclusiones

La mejor opción para recolectar la mayoría de nutrientes que utiliza una planta, a partir de las aguas residuales domésticas, en términos de riqueza de nutrientes y fracciones concentradas, es utilizar una combinación de desviación de orina y separación fecal.

La recolección continua de materia fecal en un filtro, e.g. Rottebehaelter, da el menor volumen a reciclar de entre los sistemas comparados. Sin embargo, este sistema rinde cantidades menores de fósforo y potasio reciclado en comparación con el separador que utiliza centrifugado, gravedad y tensión superficial.

En un sistema bien diseñado basado en separación fecal, puede separarse hasta 85% de los nutrientes fecales. Si ello se combina con una taza de baño con desviador de orina que opere bien, que desvíe 95% de la orina, es posible recolectar 93% de N, 92% de P y 87% de K de los desechos del baño en fracciones de pequeño volumen.

Referencias

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Gajurel, DR.,Zifu, L. y Otterpohl, R. 2002. Investigation of the effectiveness of source control sanitation concepts including pre-treatment with rottebehaelter (Investigación sobre sistemas de control

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sanitario in situ incluyendo pre-tratamiento con rottebehaelter). En memorias de “From Nutrient Removal to Recovery”. 2-4 octubre, 2002, Amsterdam.

Höglund C., Vinnerås B., Jönsson H. y Stenström T.A. 1999, Chemical and Microbial Composition of Source Separated Human Urine (Composición química y microbial de la orina humana separada). En memorias de “Civil and Environmental Engineering – New Frontiers and Challenges”, 8-12 de noviembre, 1999, Bangkok, Tailandia.

Jönsson H., Stenström T.A., Svensson J. y Sundin A. (1997). Source separated urine-nutrient and heavy metal content, water saving and faecal contamination (Nutrientes de la orina separada desde el inicio y contenido de metales pesados, ahorro de agua y contaminación fecal). Water Science and Technology, 35, pp. 145-152.

Jönsson, H., Burström, A. y Svensson, J. 1998. Measurements on two urine separating sewage systems – urine solution; toilet usage and time spent at home in an eco village and an apartment district (Medición en dos sistemas de aguas negras separadores de orina – solución en orina; uso de la taza de baño y estadía en casa habitación de una eco-villa y en un distrito habitacional). Report 228, Departamento de Ingeniería Agrícola, Universidad Sueca de Ciencias Agrícolas, Uppsala.

Jönsson, H., Vinnerås, B., Höglund, C., Stenström, T.A., Dalhammar, G. y Kirchmann, H. 2000. Recycling of Source Separated Human Urine (Reciclado de orina humana separada desde el inicio). Rapport 2000•1, VA-FORSK (en sueco).

Lindgren, M. 1999. Urine separating toilets – clearing of blockages, collected volume and attitudes (Tazas de baño con separador de orina – destapar tuberías, volumen recolectado y actitudes). Meddelande 99:05 Departamento de Ingeniería Agrícola, Universidad Sueca de Ciencias Agrícolas, Uppsala.

Malmen, L., Palm, O. y Norin, E. 2002. A collection and treatmnet system for organic waste and wastewater in a sensitive rural area (Un sistema de recolección y tratamiento de desechos orgánicos y agua residual en zonas rurales sensibles). En Ozturk, I. y Tanik, A. (Eds.) Informe de "The 5th Specialised Conference on Small Water and Wastewater Treatment Systems", septiembre de 2002, Estambúl.

Vinnerås, B. y Jönsson, H. 2002a. The potential of faecal separation and urine diversion to recycle plant nutrients in household waste water (El potencial de la separación fecal y desviación de orina para reciclar nutrientes para las plantas en laguas residuales de casa habitación). Bioresours Technology 84:3, pp. 275-283.

Vinnerås, B. y Jönsson, H. 2002b. Faecal separation for nutrient management – evaluation of different separation techniques (Separación fecal con propósitos de manejo de nutrientes – evaluación de distintas técnicas de separación). Urban Water 04:04, pp. 321-329.

Vinnerås B. 2002. Possibilities for Sustainable Nutrient Recycling by Faecal Separation Combined with Urine Diversion (Posibilidades para el reciclado sustentable de nutrientes por medio de separación fecal combinada con desviación de orina). Tesis para optar por el título de Dr. En ciencias agrarias 353. Universidad Sueca de Ciencias Agrícolas, Uppsala.

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Vinnerås, B. 2003. Separation efficiency in a whirlpool surface tension separator, separating faeces and toilet paper (…) (Eficiencia de separación en un separador por centrifugado y tensión superficial, separación de heces y papel higiénico)


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Orina, heces, aguas grises y desechos sólidos biodegradables como posibles fertilizantes*

Helena Palmquist Div. de Ingeniería Sanitaria, Universidad Tecnológica de Luleå SE-971 87 Luleå, Suecia e-mail: [email protected]

Håkan Jonson Departamento de Ingeniería Agrícola, Universidad Sueca de Ciencias Agrícolas P.O. Box 7032, 75007 Uppsala, Suecia e-mail: [email protected]

Palabras clave

Fracciones de aguas residuales, orina, heces, aguas grises, fertilizantes potenciales, metales, nutrientes

Resumen

Para incrementar nuestro conocimiento sobre los flujos y composición de las fracciones de las aguas residuales, se practicaron mediciones en campo en el sistema de aguas residuales de Gebers (80 residentes), donde el flujo se separó en cuatro fracciones: orina, heces secas recolectadas, aguas grises y desechos sólidos biodegradables. Los flujos fueron: 1.77; 0.22; 110 y 0.18 kg por persona, por día, respectivamente. Se reportó la composición química para los siguientes componentes: ST, DQO, DBO7, N-tot, P-tot, K, S, Ag, B, Bi, Cd, Co, Cr, Cu, Hg, Mn, Mo, Ni, Pb, Pd, Pt, Rh, Sb, Se, Sn, Sr, Te, W y Zn. La relación NPKS de la mezcla de orina, las heces y los desechos sólidos biodegradables en Gebers se corresponde bien con los macronutrientes que absorbe un cultivo, lo cual convierte esta mezcla en fertilizante potencial desde el punto de vista de nutrientes para plantas.

Se calculó la proporción entre elementos dañinos y nutrientes para evaluar el potencial del reciclado de nutrientes. Entre más bajo sea el coeficiente, mejor la calidad del fertilizante. Las proporciones obtenidas se compararon con las proporciones análogas en lodos de aguas grises y en un fertilizante comercial. Las proporciones de 12 elementos no esenciales con respecto al fósforo y nitrógeno fueron más bajas en la orina en comparación con las fracciones restantes. El potencial fertilizante de los lodos, aguas grises y los desechos sólidos biodegradables quedó cuestionado desde un punto de vista de largo plazo debido a relación de elementos peligrosos presentes contra los nutrientes que puede aprovechar una planta, lo que quiere decir que la acumulación de los metales podría darse en los campos de cultivo. Para lograr equilibrio de masa en los campos, los fertilizantes deben contener una proporción menor o igual que la contenida en los alimentos. Dado que los alimentos son la principal fuente de presencia de metales en discusión en la orina y las heces, estas fracciones tienen potencial como fertilizantes en la medida que pueden restringirse las fuentes externas.

Introducción

Los sistemas de suministro de agua y de aguas residuales constituyen la mayor parte de los flujos de agua y nutrientes para las plantas en una sociedad urbana. La mayor parte de los

*Esta ponencia fue revisada por el comité científico del simposio


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nutrientes en las aguas residuales proviene de las tierras de cultivo y su flujo se da a través de los alimentos y el excremento humano que se introduce en el sistema de aguas residuales. Para preservar su fertilidad, hay que compensar los nutrientes que perdieron las tierras de cultivo. A la fecha hay fertilizantes comerciales que se producen utilizando recursos fósiles, sin embargo, en el largo plazo no podemos depender de dichos recursos; además, podemos reciclar los nutrientes que necesitan las plantas y que se encuentran en la excreta humana; los cuales podemos reintegrar a las tierras de cultivo y compensar la fertilidad que pierden los suelos. Otro aspecto importante es que las aguas residuales tratadas tienen que regresar lo más limpias posible al momento de reintegrarlas a la naturaleza para no alterar el ecosistema.

Las aguas pluviales, las de descargas industriales y aguas grises están consideradas como principales fuentes de contaminación en los sistemas convencionales de aguas residuales. Podemos definir en términos generales a las aguas grises como las aguas residuales provenientes de los hogares que no contienen aguas de arrastre de los sanitarios, es decir, son las aguas que provienen de la ducha, del lavado de la ropa y del lavado de trastos sucios. Si bien contamos con mucha información del flujo y composición, incluidas substancias peligrosas, de las aguas residuales mezcladas, carecemos de información confiable con respecto al flujo y composición de sus distintas fracciones: orina, heces y aguas grises. De acuerdo con Jefferson, et al. (1999), Palmquist (2001) y Eriksson et al. (2002), la literatura publicada y revisada que trata sobre la caracterización de las aguas grises es muy limitada. Lo mismo sucede con la orina y materia fecal (Jönsson et al., 2000; Vinnerås, 2002). Para el desarrollo y evaluación de los sistemas de separación de aguas residuales en su punto de origen requerimos de información confiable con respecto a la composición de las fracciones de las aguas residuales. Es necesario obtener mayor conocimiento sobre los flujos y composición, tanto de nutrientes como de substancias peligrosas, para evaluar la calidad de las fracciones y el potencial de reciclado de nutrientes para las tierras de cultivo.

Para incrementar nuestro conocimiento sobre los flujos y composición de las fracciones de las aguas residuales, practicamos medidas en campo en el sistema de aguas residuales de Gebers. Gebers es un complejo habitacional compuesto por 32 departamentos, instalaciones recreativas comunes, cocina y comedor; el complejo está situado cerca de Estocolmo, Suecia. Gebers cuenta con una población aproximada de 80 residentes, muchos de ellos con preocupaciones ambientales, entre ellas su vivienda. El sistema de aguas residuales de Gebers separa las aguas desde el punto mismo de origen en tres fracciones: orina mezclada (orina + pequeñas cantidades de agua), heces (heces + papel de baño que se recolecta seco) y aguas grises. También separan y recolectan los desechos sólidos biodegradables.

Objetivos

Este trabajo tiene dos objetivos centrales: El primero es describir y analizar el flujo y composición química de los siguientes desechos y fracciones de aguas residuales: orina, heces, aguas grises y desechos sólidos biodegradables en Gebers. Las cuatro fracciones cubren las aguas residuales provenientes de casas habitación. El segundo objetivo es considerar el potencial de nutrientes reciclados contenidos en las fracciones, con base en la proporción de sustancias peligrosas y nutrientes útiles para las plantas.

Métodos

Selección de sustancias indicadoras

A la fecha hay más de 75 mil componentes químicos presentes en la tecnósfera; 30 mil de ellos están considerados como productos químicos que se utilizan cotidianamente en los hogares (Palmquist, 2001). Debido a ello y al costo del análisis de sustancias (orgánicas e inorgánicas),


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y lo limitado del presupuesto para el análisis, se tuvo que seleccionar una cantidad modesta de sustancias indicadoras en el caso de Gebers. Dicha selección de sustancias indicadoras estuvo a cargo de expertos. La selección se dio sobre la base de variables de las aguas residuales a las cuales se agregan algunas sustancias peligrosas orgánicas e inorgánicas. Se analizó la presencia de 29 metales (elementos) en orina, heces, aguas grises y desechos sólidos biodegradables. Asimismo, se hizo análisis adicional de aguas grises para medir la presencia de los siguientes componentes orgánicos: hidrocarbonos policíclicos aromáticos (PAH), bifenilos policlorados (PCB), eftalatos, alquilfenol etoxilado, compuestos de organotina, agentes brominados retardantes de la combustión y sulfonato alquilbenceno lineal (LAS). En total se investigó la presencia de 80 compuestos orgánicos aunque no los consideraremos para este trabajo debido a lo reducido del espacio.

Los nutrientes útiles para las plantas que resultan de mayor interés al momento de evaluar el potencial de reciclado de las cuatro fracciones, son: nitrógeno, fósforo, potasio y azufre (EPA sueca, 2002). Hicimos mediciones de estos cuatro nutrientes.

Muestras

Las muestras de orina desviada in situ, heces, aguas grises y desechos sólidos biodegradables de las casas habitación de Gebers se practicó por tres semanas en el mes de octubre de 2001, divididas en tres periodos de una semana cada uno. Durante los tres periodos se tomaron muestras de las cuatro fracciones y se midió la masa total de los flujos. Asimismo, durante todo el periodo, los residentes anotaron en un cuestionario cuánto tiempo pasaron en casa cada día. Durante la totalidad del periodo considerado, a los residentes se les entregó papel de baño. Todas las muestras se recolectaron como muestras mezcladas de una semana, y fueron almacenadas a –200C hasta que fueron analizadas. Se molieron y homogeneizaron las muestras de desechos sólidos biodegradables antes de enviarlas para su análisis.

La muestra de aguas grises se recolectó en proporción con el flujo. En la tubería de drenaje de aguas grises que salía de dos casas se instaló un equipo que tomaba muestras automáticamente. Por cada 100 litros de aguas grises, se tomó una muestra de 160 ml que quedó almacenada en un refrigerador. Las aguas grises recolectadas en los dos puntos de obtención de muestra fueron mezcladas en muestras separadas por día y almacenadas a –200

C. Después de siete días, se mezclaron muestras provenientes de las muestras mezcladas por día.

En Gebers, normalmente la orina se recolecta en tanques de 3-6 m3 instalados en los sótanos de las casas. Durante el periodo de la toma de muestras la orina se recolectó en un recipiente plástico con capacidad de 3-25 litros, que fue vaciado manualmente dos veces al día en un tanque de 1 m3. Al final de cada periodo de medición semanal, mezclamos toda la orina en un sistema cerrado antes de tomar muestras. Las heces fueron recolectadas en otros recipientes para cada uno de los 32 departamentos; el vaciado de estos recipientes se hizo al final de cada una de las tres semanas. La materia fecal y el papel de baño utilizado se mezcló en una especie de pasta homogénea después de agregar agua desionizada, posteriormente se tomaron las muestras. Se recolectaron todos los desechos sólidos biodegradables y los dividimos en muestras representativas dos veces a la semana. Posteriormente molimos y homogeneizamos las muestras antes de dividirlas en muestras más pequeñas para someterlas a análisis.

Análisis

Se contrataron laboratorios acreditados para que realizaran el análisis (SGAB Analytica, AnalyCen, ALcontrol). Se analizaron las muestras de mezcla semanal de una semana por fracción para medir la presencia de ST, ceniza, DQO, DBO7, COT, nitrito y nitrato, y cuatro muestras de mezcla semanal por fracción para medir amoníaco y nitrógeno kjeldahl. No hubo métodos acreditados para medir DBO7 ni DQO en las heces y en los desechos sólidos


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biodegradables. Además, se analizaron dos muestras de mezcla semanal para cada una de las fracciones durante las dos primeras semanas, y tres muestras durante la última semana para medir la presencia total de fósforo (Ptot) y los elementos K, Ca, Fe, Mg, Na, S, Ag, Al, B, Bi, Cd, Co, Cr, Cu, Hg, Mn, Mo, Ni, Pb, Pd, Pt, Rh, Sb, Se, Sn, Sr, Te, W y Zn. El análisis de elementos lo realizó SGAB Analytica utilizando ICP-AES/ICP-SMS. No hubo métodos acreditados para medir la presencia de los siguientes elementos en la orina: Ag, B, Bi, Fe, Hg, Pd, Pt, S, Sb, Se, Sr y W (SGAB Analytica, 2002). Para la orina y las aguas grises, todos los días se midieron pH y conductividad. Los sólidos suspendidos (SS) y fosfato se midieron en orina y aguas grises dos veces a la semana (en muestras de mezclas recién tomadas).

Resultados

Durante el periodo de mediciones los residentes pasaron un promedio de 15.3 horas por día en su vivienda. En consecuencia, la medición de los flujos de orina y materia fecal se extrapolaron linealmente calculando el flujo para un solo día, es decir, durante 24 horas. No se hizo extrapolación para las aguas grises o desechos sólidos biodegradables. La razón es que el tiempo que se pasa en casa afecta poco la cantidad de duchas, lavado de ropa y preparación de alimentos, mientras que seguramente los residentes utilizan otros baños mientras no están en casa.

A las cifras para la orina se les denominó mezcla de orina, es decir que en las muestras de orina se incluyó aquella mezclada con el agua de la descarga del sanitario. En los resultados que se presentan para las mediciones hechas a las heces se incluye el papel de baño. En la tabla 1 presentamos los flujos de las variables de las aguas residuales ordinarias, incluyendo siete metales pesados, en Gebers, puesto en términos de flujos de masa por persona, por año.

Unidad Mezcla de orina Heces + papel de baño

Aguas grises Desechos sólidos biodegradables

Masa húmeda kg 646 81a 40150 67

ST kg 7.0 18.6a 14.6 16.5

DBO7 g 1829 1223 7700 1051

DQO g 3720 1668 17500 2931

N g 3830 710 510 324

P g 250 250 220 57

K g 820 280 350 182

S g 230 78 584 33

Cu mg 17.2 635 2370 162

Cr mg 0.16 49 149 182

Ni mg 4.2 82 241 89

Zn mg 107 16940b 2255 675

Pb mg 4.2 13.5 88 40

Cd mg 0.08 5.7 5.5 2.5

Hg mg 0.16 3.2 1.1 2.7

a) El uso de papel de baño fue de: 8.5 kg ST por persona y año

b) Probablemente este valor se debe a la corrosión de la tubería galvanizada que fue parte del sistema utilizado

Tabla 1: Resultados de la medición de las fracciones de aguas residuales separadas en Gebers. Los resultados se proporcionan en flujo de masa por persona y año. Orina mezclada significa que se incluye el agua de arrastre del sanitario. En las mediciones de las heces va incluido el papel de baño.


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Orina mezclada Heces + papel de baño Aguas grises Desechos sólidos

biodegradables

Unidad µg l-1 Des. estándar

mg (kg ST)-1 Des. estándar

µg l-1 Des. estándar

mg (kg ST)-1 Des. estándar

Ag 0.03 0.01 0.64 0.40 0.265 0.007 0.022 0.011

B 969 9 7.8 0.7 49.7 11.7 10.6 2.2

Bi <0.050 - 0.014 0.004 <0.050 - 0.017 0.010

Co 0.25 0.04 0.518 0.005 0.394 0.009 0.58 0.49

Mn 1.5a - 100 3 33 3 63.4 24.1

Mo 44.4 1.4 2.24 0.04 1.10 0.03 0.83 0.18

Pd <0.020 - <0.020 - <0.020 - <0.020 -

Pt <0.003 - 0.003 0.002 0.014 0.002 <0.020 -

Rh <0.010 - <0.020 - <0.010 - <0.020 -

Sb 0.17 0.05 0.060 0.002 0.189 0.025 0.045 0.025

Se <20 - 0.60 0.03 0.177 0.011 <0.40 -

Sn 0.917 0.138 16 6 1.65 0.31 1.33 1.44

Sr 42.7 1.1 33.6 1.9 60.3 2.0 40.0 14.4

Te 0.02 0.01 <0.005 - 0.019 0.003 <0.09 -

W 0.099 0.012 0.062 0.017 0.079 0.002 0.005 0.000 a Con base en dos valores únicamente

Tabla 2: Aparición de elementos poco comunes en las fracciones de aguas grises separadas y en los desechos sólidos biodegradables en Gebers. Los resultados se originaron de los valores promedio de tres mezclas semanales para cada fracción.

Se analizó la presencia de metales adicionales, muchos de ellos considerados peligrosos, en fracciones de aguas residuales y desechos sólidos biodegradables en Gebers (véase tabla 2).

Se analizaron muestras de orina para medir la presencia de antibióticos y resultó que la concentración estuvo por debajo del limite de detección 0.25 µg por litro (Johansson, 2002). Se detectaron 43 de las 80 sustancias orgánicas investigadas en las aguas grises. Se encontraron sustancias pertenecientes a los siete grupos. Se observaron variaciones significativas en la presencia y concentración de las sustancias investigadas durante las tres semanas en que se obtuvieron muestras. Estos resultados se presentan con mayor detalle en Andersson y Jenssen (2002).

Discusión

Relación entre sustancias peligrosas y nutrientes útiles para las plantas

Para algunas de las sustancias, en las cuatro fracciones se estudió la relación de proporción entre elementos peligrosos y nutrientes como fósforo y nitrógeno que son útiles para las plantas (tablas 3a y 3b). Una forma de evaluar el potencial de reciclado de nutrientes es contrastar la relación de proporción entre sustancias peligrosas y nutrientes. Entre menor sea el coeficiente, mejor será la calidad del fertilizante. Las proporciones en las fracciones de desechos y aguas residuales fueron comparadas con las proporciones análogas en los lodos residuales de las plantas municipales tratadoras de aguas residuales (WWTP, por sus siglas en inglés) y un fertilizante químico (Eriksson, 2001). La proporción de lodos residuales se calculó a partir de los valores medios de los metales seleccionados contra fósforo y nitrógeno en 32 WWTP suecas a donde llegan las aguas residuales de poblaciones con menos de 20,000 habitantes (Eriksson, 2001). La razón para seleccionar dichas plantas tratadoras de aguas residuales es que hasta ellas llegan principalmente aguas residuales de casas habitación, lo


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cual hacía más adecuada la comparación entre la proporción de lodos residuales y la proporción de las fracciones de desechos y aguas residuales.

[mg / kg P] Orina Heces Aguas grises Desechos sólidos

biodegradables Lodos residuales

WWTPa Fertilizante comercial

Ag 0.08 48 52 6.2 141 <

Cd 0.31 23 27 44 37 0.24

Co 0.64 39 77 158 144 4.5

Cr 0.66 196 739 3220 926 37

Cu 68.6 2530 11550 2865 11520 6.9

Hg 0.65 13 5.3 4.2 29 0.04

Ni 16.6 330 1170 1581 480 22

Pb 16.9 54 425 710 963 2

Pt < 0.2 2.8 < 5 0.03

Sb 0.45 4.5 37 12.4 48 0.2

Sn 2.4 1200 324 386 593 0.4

Sr 110 2520 11820 11090 3500 270

Te 0.05 < 3.7 < 5 <

W 0.26 4.7 15.5 25.4 89 0.2

Zn 426 67700b 12370 11940 16440 76 a) Valores en Eriksson (2001). Los lodos residuales de las WWTP hacen referencia a los valores medios para WWTP con menos

de 20 mil personas conectadas. El fertilizante químico hace referencia al NPK-S 21-4-7 b) Probablemente este valor tan alto se debió parcialmente a la corrosión de la tubería galvanizada, que era parte del sistema

Tabla 3a: Flujo de metales por kg de fósforo en las fracciones de orina, aguas residuales y desechos sólidos en las aguas residuales de Gebers comparadas con proporciones análogas de lodos residuales de WWTP y un fertilizante comercial.

El total de absorción de macronutrientes de cultivo es aproximadamente 100 veces mayor que el total de micronutrientes (Hammar et al., 1993). Los macronutrientes son nitrógeno, fósforo, potasio, azufre, magnesio y calcio. De éstos, al año no se requiere agregar calcio y magnesio, ya que los suelos con valores de pH aceptables normalmente contienen suficiente calcio y magnesio. Cuando el valor del pH del suelo es demasiado bajo, puede incrementarse agregando cal, que generalmente contiene magnesio (Hammar et al., 1993).

En la mayor parte de las zonas de cultivo anualmente hay que agregar nitrógeno, fósforo, potasio y azufre. Entonces estos cuatro elementos son muy significativos al momento de discutir sobre el potencial fertilizante de los desechos y aguas residuales. La proporción de masa entre los cuatro elementos también es de importancia, ya que distintos tipos de cultivo absorben cantidades distintas de dichas sustancias. En comparación con el fósforo, la mayor parte de los cultivos absorben 4-10 veces más nitrógeno, 1-8 veces más potasio, mientras que el total de azufre es 0.3-1 veces más que fósforo (Hammar et al., 1993).

La composición de las fracciones de desechos y aguas residuales, que se deriva de los alimentos, iguala bien dichas proporciones. Comparadas con el fósforo, las proporciones N:P:K:S de las fracciones de mezcla de orina, heces, aguas grises y desechos sólidos biodegradables en Gebers fue de: 15:1:3:1, 3:1:1:0.3, 2:1:2:3 y 6:1:3:0.6 respectivamente. Dichas proporciones muestran que la mezcla de orina es una fracción rica en nitrógeno, lo que la convierte en fertilizante potencial. Asimismo, se observa que la proporción de azufre/fósforo cae en el rango 0.3-1, para orina, heces y desechos sólidos biodegradables, que corresponde con la proporción de S:P que absorben las plantas (Hammar et al., 1993). No obstante que para las aguas grises la proporción de S:P es de 3, lo cual significa que agregaríamos exceso de azufre si consideráramos utilizar las aguas grises como fertilizante rico en fósforo. Las cantidades de azufre podrían incrementar la acidez del suelo.


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[mg / kg N] Orina Heces Aguas grises Desechos sólidos

biodegradables Lodos residuales

WWTPa Fertilizante comerciala

Ag 0.01 16.7 20.5 1.1 100 <

Cd 0.02 8.1 10.6 7.7 27 0.08

Co 0.04 13.7 30.5 27.6 103 1.5

Cr 0.04 69 292 562 658 12

Cu 4.5 889 4566 500 8184 2.3

Hg 0.04 4.6 2.1 0.74 20 0.01

Ni 1.1 117 462 276 342 7

Pb 1.1 19 168 124 684 0.7

Pt < 0.08 1.1 < 4 0.01

Sb 0.03 1.6 14.6 2.2 34 0.07

Sn 0.16 417 128 67 421 0.13

Sr 7.2 892 4674 1936 2487 90

Te 0.003 < 1.5 < 3 <

W 0.02 1.6 6.1 4.4 63 0.07

Zn 28 24b 4891 2083 11684 25 a) Valores en Eriksson (2001). Los lodos residuales de las WWTP hacen referencia a los valores medios para WWTP con menos de 20 mil personas conectadas. El fertilizante comercial hace referencia al NPK-S 21-4-7 b) Probablemente este valor tan alto se debió parcialmente a la corrosión de la tubería galvanizada, que era parte del sistema

Tabla 3b: El flujo de metales por kg de nitrógeno en las fracciones de orina, heces, aguas grises y desechos sólidos biodegradables de las aguas residuales en Gebers comparadas con las proporciones análogas de los lodos residuales de las WWTP y un fertilizante comercial.

Las plantas también requieren micronutrientes como boro, cobalto, cobre, hierro, manganeso y zinc (Hammar et al., 1993). En las tablas 3a y 3b aparecen las proporciones para cobalto, cobre y zinc en las fracciones de desechos y aguas residuales. Los flujos de masa de micronutrientes en la orina y las heces corresponden a los flujos de masa de esas sustancias en los alimentos, debido al equilibrio de masa en el organismo humano. La presencia de valores más altos de zinc en las heces podría indicar que podrían haberse contaminado con zinc proveniente de las tuberías galvanizadas que forman parte del sistema recolector. Las proporciones de cobre/fósforo para las aguas grises y lodos residuales muestran que posiblemente hubo una contaminación de cobre debido, por ejemplo, a la corrosión en las tuberías de cobre que transportan el agua potable.

Las plantas no requieren de los otros 12 elementos que aparecen en las tablas 3a y 3b, y la mayor parte de ellos pueden ser tóxicos para los microbios en los suelos, para las plantas y animales, incluyendo los seres humanos. En consecuencia, la presencia de dichos elementos en los suelos puede ser dañina a largo plazo. Además, la concentración natural de algunas de estas sustancias, por ejemplo, la presencia de Ag, es muy baja en los suelos, lo que quiere decir que con agregar un poco de Ag será suficiente para incrementar muy rápidamente su concentración en los suelos. Las tablas 3a y 3b muestran que las concentraciones fueron más bajas en la orina que en las otras fracciones de desechos y aguas residuales. Varios estudios han mostrado que los efectos fertilizantes de la orina humana son buenos (Kirchmann y Pettersson, 1995; Kvarmo, 1998; Richert-Stintzing, et al., 2001).

Las proporciones de los otros 12 elementos no esenciales con respecto al fósforo y el nitrógeno son más altas en las heces que en la orina (tablas 3a y 3b). Si están unidos a las partículas o son de baja solubilidad en los líquidos del intestino, estos elementos, que llegan vía los alimentos, pasan directamente a las heces, mientras que los nutrientes son metabolizados y excretados vía la orina (Birgersson et al., 1983). Normalmente los niveles de contaminación en los alimentos son equivalentes a la contaminación que se remueve de los campos, y para alcanzar un equilibrio de masa de estas sustancias en el campo, los fertilizantes no deben contener proporciones mayores que los alimentos. Ya que los alimentos son la fuente principal


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de los metales en discusión, en la orina y las heces, estas fracciones son potencialmente fertilizantes, en el entendido de que puedan restringirse las fuentes externas de estas sustancias peligrosas.

De acuerdo con las tablas 3a y 3b las proporciones en los lodos residuales, en general, son mayores que para la orina y las heces. Lo mismo es válido para las aguas grises, que las convierte en fracciones difíciles cuando se llega al punto de su potencial fertilizante. Al ser receptoras de gran cantidad de productos químicos y residuos en la vida cotidiana, por ejemplo, de los productos de aseo personal y detergentes entre otros, las hacen cuestionables desde un punto de vista de riesgo químico. Las proporciones para los desechos sólidos biodegradables también fueron generalmente mayores que para la orina y las heces, lo cual podría deberse, parcialmente, a la contaminación en las cáscaras de las frutas y contaminación de las superficies, por ejemplo, parte del cromo podría provenir de las superficies de acero inoxidable. En general el potencial fertilizador, para la producción de alimentos, de las fracciones provenientes de los lodos residuales, aguas grises y desechos sólidos biodegradables debe cuestionarse desde una perspectiva de largo plazo debido a alta proporción de elementos peligrosos en proporción a los nutrientes que las plantas pueden absorber y contrabalancear.

Conclusiones

Los flujos de desechos separados: orina, heces, aguas grises y desechos sólidos biodegradables en Gebers fueron 1.77; 0.22; 110 y 0.18 kg por persona y día durante las tres semanas de mediciones. Las composiciones químicas que se reportaron fueron para los siguientes compuestos: ST, DQO, DBO7, N-tot, P-tot, K, S, Ag, B, Bi, Cd, Co, Cr, Cu, Hg, Mn, Mo, Ni, Pb, Pd, Pt, Rh, Sb, Se, Sn, Sr, Te, W y Zn, en las tablas 1 y 2.

La relación NPKS de las fracciones de mezcla de orina, heces, aguas grises y desechos sólidos biodegradables en Gebers fue de 15:1:3:1, 3:1:1:0.3, 2:1:2:3 y 6:1:3:0.6 respectivamente. Excepto para las aguas grises, la relación corresponde a los macronutrientes que absorbe un cultivo, lo cual los convierte en potenciales fertilizantes desde el punto de vista de nutrientes para plantas.

Las proporciones de los otros 12 elementos no esenciales con respecto al fósforo y el nitrógeno fueron más bajas en la orina que en las otras fracciones de desechos y aguas residuales. Para alcanzar equilibrio de masa de estas sustancias en el campo, los fertilizantes no deben contener proporciones mayores que los alimentos. Ya que los alimentos son la fuente principal de los metales en discusión en la orina y las heces, estas fracciones son potencialmente fertilizantes, en el entendido de que puedan restringirse las fuentes externas de estas sustancias peligrosas. El potencial fertilizador de las fracciones provenientes de los lodos residuales de las WWTP, aguas grises y desechos sólidos biodegradables debe cuestionarse desde una perspectiva de largo plazo debido a alta proporción de elementos peligrosos en proporción a los nutrientes que las plantas pueden absorber y contrabalancear, lo cual implica que podría ocurrir una acumulación de estos metales en los campos.

Resulta difícil establecer una relación entre el contenido de sustancias peligrosas inorgánicas y orgánicas en las fracciones de las aguas residuales con un marco referencial integral debido a la carencia de conocimientos. Incluso en un sistema de aguas residuales pequeño y tan bien definido como el de Gebers, es difícil seguirle el curso a las fuentes difusas del flujo de productos químicos, lo cual también viene a mostrar la dificultad que implica mantener fracciones libres de contaminantes químicos en nuestra sociedad. Los resultados obtenidos, tanto para los compuestos bien conocidos como los nuevos, son piezas importantes para completar un análisis de flujo de sustancias para los flujos de materiales en diferentes sistemas de aguas residuales.


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Reconocimientos

Este estudio recibió apoyo financiero del Programa Mistra de Agua Urbana de Suecia, la Compañía de Agua de Estocolmo (SWC, por sus siglas en inglés) y la Asociación Sueca de Agua y Aguas residuales (VA-Forsk), a todas, nuestro más sincero reconocimiento. Además, los autores desean agradecer a Åsa Andersson y Annika Jenssen quienes tomaron la mayor parte de las muestras y realizaron el procesamiento de la información, como parte de su trabajo de maestría. Asimismo, los autores desean expresar su gratitud a Cajsa Wahlberg y Klas Öster (SWC), al Dr. Niclas Paxéus (GRYYAB) y al Dr. Magnus Jahansson (Universidad de Umeå) por sus comentarios y asesoría técnica. Además los autores agradecen a los residentes de Gebers, que resistieron los inconvenientes ocasionados durante las tres semanas en las que tomamos las muestras de aguas residuales.

Referencias

Andersson, Å. y Jenssen, A. (2002). Flows and composition of greywater, urine, faeces and solid biodegradable waste in Gebers (Flujos y composición de aguas grises, orina, heces y desechos sólidos biodebradables en Gebers). Uppsala: Departamento de Ingeniería Agrícola, Universidad Sueca de Ciencias Agrícolas. Tesis para obtener el grado de maestría 2002:05. ISSN 1101-0843 (En sueco)

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El uso de la orina humana separada como fertilizante mineral*

Jürgen Simons, Joachim Clemens

Universidad de Bonn, Instituto de Nutrición para Plantas Karlrobert-Kreiten-Str.13, 53115 Bonn, Alemania e-mail: [email protected]

Palabras clave

Fertilizante, experimentos de campo, orina

Resumen

La orina humana contiene la mayoría de los macronutrientes, por ejemplo, nitrógeno, de la excreta humana. Por ello sería posible utilizar la orina humana separada como fertilizante mineral. Experimentamos en dos campos y un invernadero, y comparamos la cantidad disponible de nitrógeno en la orina con relación a un fertilizante mineral y/u orgánico. En un pastizal aplicamos orina, estiércol aguado y una mezcla de ambos, en dos dosis (en total: 110 NH4-N ha-1). En tierra cultivable de cebada aplicamos fertilizante mineral, orina y una mezcla de estiércol aguado y orina en tres dosis (total: 170 NH4-N ha-1). En el pastizal y la tierra de cultivo, las porciones donde se puso orina tendieron a absorber mayores cantidades de N del suelo. Sin embargo, no hubo diferencias significativas entre los tratamientos. En el experimento realizado en el invernadero aplicamos orina acidificada con pH 4, orina con pH 8 y fertilizante mineral en césped (Lolium multiflorum/italicum). Los lotes que tratamos con orina mostraron mayor absorción de N en comparación con los lotes donde aplicamos fertilizante mineral. El N en orina podría sustituir al N en el fertilizante mineral. Debido al alto contenido de N[MdV1] en orina sugerimos aplicar orina con estiércol aguado. Los tratamientos como la acidificación de orina pueden hacerse más resistentes a cambios en el pH [MdV2] en una mezcla con estiércol aguado con mayor alcalinidad.

Introducción

La orina contiene gran cantidad de nitrógeno, fósforo y potasio, por lo cual tiene potencial para usarse como fertilizante mineral. Hay pocos estudios que hayan utilizado orina como fertilizante, entre ellos se encuentran los de Johannson, 2000; Fittschen y Hahn, 1998; Kirchmann y Pettersson, 1995. Hasta ahora no se han practicado estudios comparativos con un solo sustrato en diferentes sistemas de manejo. Nosotros comparamos rendimiento y disponibilidad de N en orina separada con respecto a otros fertilizantes orgánicos y/o minerales, y los aplicamos en un pastizal y en tierra de cultivo. No nos enfocamos en la presencia de antibióticos o alteraciones endocrinas que podrían prohibir el uso de orina en la agricultura.

Materiales y métodos

Orina: En el sitio del experimento, el museo Lambertsmühle en Alemania, utilizamos orina humana separada. Los macronutrientes y el pH de la orina aparecen en la tabla 1. En el tanque

* Esta ponencia fue revisada por el comité científico del simposio


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de almacenado la orina fue acidificada con ácido sulfúrico para reducir la contaminación con microbios y emisión de amoníaco. Comparada con orina humana sin diluir la orina en el taque de almacenado tuvo menores concentraciones de N, similar al del estiércol aguado.

Lugares: Los dos sitios experimentales (arenas arcillosas) están cerca del Lambertsmühle. Los parámetros físico-químicos de las tierras de cultivo aparecen en la tabla 2.

Textura pH P2O5 (mg/100g suelo)

K2O (mg/100g suelo)

MgO (mg/100g suelo)

Tierra de cultivo Arena arcillosa 6.5 17 19 15

Tabla 2: Parámetros del suelo en la tierra cultivable

En el pastizal aplicamos orina (pH 4.8), estiércol aguado y una mezcla de orina/estiércol aguado (50% NH4

+ de cada sustrato). Se fertilizaron los lotes en dos ocasiones (primera aplicación: 60 kg NH4

+-N ha-1; segunda aplicación: 50kg NH4+-N ha-1) con tres cosechas. La

tierra cultivada con cebada invernal la fertilizamos en tres ocasiones (primera aplicación: 60 kg NH4

+-N ha-1; segunda aplicación: 60 kg NH4+-N ha-1; tercera aplicación: 50 kg NH4

+-N ha-1). Utilizamos orina (pH 4.8), fertilizante mineral (CAN) y una mezcla de orina/estiércol de ganado (50% NH4-N de cada sustrato). En ambos casos las parcelas control no fueron fertilizadas.

En cada uno de los sitios utilizamos diseño aleatorio de bloques con cuatro tratamientos y cuatro replicas. Comparamos la producción y la absorción de N.

Para calcular la disponibilidad de N en el fertilizante restamos la absorción de N, en las parcelas control, de la cantidad de N absorbida en las parcelas fertilizadas. Se realizó un análisis estadístico con SPSS10.

En el experimento del invernadero la absorción de N que una planta toma de la orina se probó con césped (Lolium multiflorum/italicum) en suelo lodoso (tabla 3). Comparamos orina acidificada (pH 4) y orina con pH similar al de la orina sin tratar (pH 8) con fertilizante mineral (CAN) en dos dosis (1 y 2 g de N mineral por tiesto con 9 kg de tierra).

Textura pH Ntot (%)

P2O5 (mg/100g tierra)

K2O (mg/100g tierra)

Lodo 6.3 0.08 6.7 4.8

Tabla 3: Parámetros de suelo de la tierra de invernadero

Ntot NH4+ Ptot K+ pH

Orina de Lambertsmühle 1.4 1.2 0.15 0.5 1.8*

Orina sin diluir 6.7 0.4 0.5 1.8 8.1

Tabla 1: Composición química de la orina humana del Lambertsmühle utilizada en los experimentos de los campos. Comparamos la composición de la orina humana sin diluir [g l-1], *: la orina se acidificó con ácido sulfúrico.


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Resultados

Pastizal: No hubo diferencia significativa en la producción de las parcelas fertilizadas (figura 1). La orina utilizada fue acidificada, de modo que no hubo daño en la superficie de la planta debido al pH alto.

Figura 1: Producción del pastizal, corte 1, 2 y 3 [g m-2]; c: control; o: orina, e: estiércol; o/e: mezcla de orina con estiércol.

La absorción de N fue mayor en las parcelas con orina o mezcla de orina con estiércol (figura 2), probablemente a causa de la acidificación. La disponibilidad de N en la orina fue mayor en comparación con el estiércol, sin embargo, las diferencias no fueron significativas (figura 3).

Figura 2: Absorción de N en los pastizales; c: control; o: orina, e: estiércol; o/e: mezcla de orina y estiércol.

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

c o o/e e

Prod

ucci

ón [g

dm

/m2

3. corte 2. corte 1. corte

a b b b

a c bc b

0

5

10

15

20

25

30

c o o/e e

Corte 3 Corte 2 Corte 1

Abs

orci

ón N

[g/m

2 ]


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Figura 3: Disponibilidad de N en el fertilizante utilizado (% de la cantidad de N mineral aplicado) en un campo de prueba (pastizal); o: orina, e: estiércol; o/e: mezcla de orina con estiércol.

Tierra cultivable: La producción de cebada en las parcelas fertilizadas con orina u orina/estiércol fue mayor que donde aplicamos fertilizante mineral (figura 4).

Figura 4: Producción de la tierra cultivable (cebada), producción [t/ha]; c: control; o: orina; o/e: mezcla de orina y estiércol; m: fertilizante mineral (CAN).

La disponibilidad de N en la orina fue mayor comparada con los otros tratamientos (figura 5). La aplicación de la orina se hizo junto con “irrigación” en las parcelas dada la alta [MdV3] concentración de N en la orina. Probablemente el incremento en la producción se debió al agua irrigada en las parcelas con orina, pues el suelo estaba un tanto seco al momento de fertilizar

las parcelas.

72,156,3 53,8

0

20

40

60

80

100

Dis

po

nib

ilid

ad d

e N

[%]

o

o/e

m

b a a

0

2

4

6

8

10

c o o/e mprod

ucci

ón [t

/ha]

a c c b

62,9 54,6

40 0

20 40 60 80

100

% N

min

eral

apl

icad

o o o/e e


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Figura 5: N disponible en el fertilizante utilizado (% de la cantidad aplicada de N mineral) en una parcela experimental (tierra cultivable; cebada); u: orina; u/s: mezcla de orina y estiércol; m: fertilizante mineral (CAN).

Estudio del invernadero: Después del primer corte la producción de la orina no tratada (U_8) tiende a ser más baja en comparación con los otros fertilizantes (figura 6); podría deberse a la pérdida de amoníaco (pH alto en orina). Asimismo, la producción de los tiestos que recibieron mucha orina (U_4ll y U_8ll) fue más baja que los que recibieron menos de orina (U_4l y U_8l), probablemente debido a una cantidad significativa de cloruro de sodio. Al final del experimento

no hubo diferencias significativas entre los grupos con proporciones bajas y altas de N.

Figura 6: Producción por tiesto del invernadero (Lolium multiflorum/italicum) [g dm/tiesto]; c: control; u_4I: orina con pH 4 y 1 g NH4

+-N; II: 2 g NH4+-N; _8: pH 8; m: fertilizante mineral (CAN).

La disponibilidad de N del los fertilizantes estuvo en un rango de 71.9 a 90.1% del N mineral aplicado (figura 7).

90,1 92,2

71,9

0

20

40

60

80

100

N-a

vailab

ilit

y [

%]

U pH4

U pH8

M

c c b b b a

0

10

20

30

40

50

60

C U_4I U_4II U_8I U_8II M_I M_II

b ca b c b c

Corte 4

Corte 3

Corte 2

Corte 1

Pro

du

cció

n [g

dm

/tie

sto

]

Dis

po

nib

ilid

ad d

e N

[%

]


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Figura 7: Disponibilidad de N del fertilizante utilizado (% de la cantidad de N mineral aplicado) en un tiesto experimental (Lolium multiflorum/italicum); u: orina, m: fertilizante mineral (CAN).

Conclusiones

Parece que la orina es un fertilizante apropiado si se la acidifica (pH<5) para reducir la pérdida de amoníaco y evitar daños a las plantas. No debe utilizarse excesivamente para evitar pérdida de rendimiento debido al incremento de cloruro de sodio.

Sugerimos mezclar la orina con estiércol de animales ya que las tecnologías de aplicación de estiércol animal resultan adecuadas para la aplicación de orina. En un caso como este, la acidificación de la orina incluso con pH bajo (como en nuestros campos de experimentación) no ocasionan daños a la planta ya que el estiércol tiene gran resistencia al cambio en el pH debido a su alta alcalinidad.

Referencias

Fittschen, I. y Hahn, H. H.: Characterization of the municipal wastewater part human urine and a preliminary comparison with liquid cattle excretion (Caracterización de la fracción de orina humana en las aguas residuales municipales y una comparación preliminar con la excreción líquida del ganado), Water Science Technology, 38, No. 6, 1998, pp. 9-16

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Sistemas integrados para producción de gas, producción agrícola no-contaminante y saneamiento en zonas rurales de China

Yao Xiangjun, Wang Hai

Instituto de Energía y Protección al Medioambiente Ministro de Agricultura No. 41, Maizidian, Distrito de Chaoyang, Pequín 100026 e-mail: [email protected] e-mail: [email protected]

Palabras clave

Producción agrícola, biogás, sistema integrado, saneamiento

Resumen

Este documento introduce tres sistemas típicos de biogás que toman la fermentación anaeróbica de los “desechos” humanos y animales como tecnología clave e incorporan la producción de biogás con el uso agrícola de aguas y lodos residuales tratados y el saneamiento. Estos sistemas muy populares y diseminados en China practican la teoría de “ciclo cerrado” y tienen logros importantes en la promoción del uso de energía renovable, mejora las condiciones de vida de los agricultores, incrementa sus ingresos al procurarles ahorro en su gasto de combustible con el biogás, además de mejorar sus productos agrícolas al utilizar fertilizantes orgánicos en lugar de fertilizantes comerciales.

En relación con la población dedicada a la agricultura, China es el país agrícola más grande del mundo. El Anuario Estadístico 20021 establece que para finales del año 2000, había una población rural de 853.7 millones de personas, 66.57% de la población total, por encima de la media mundial que es de 42.38%. Por otro lado, la cría de animales se desarrolla aceleradamente en las granjas intensivas y a pequeña escala. Sin embargo, en contraposición con el incremento de la población rural y la cría de animales, la orina y excremento humano y el estiércol animal tienden a ser utilizados cada vez con menor efectividad, lo cual tiene un efecto negativo en el ambiente y en la calidad del agua de los cuerpos superficiales y mantos friáticos. Lo anterior tiene como consecuencia la propagación de enfermedades contagiosas. En el año 2000 el uso de fertilizantes comerciales fue de 327 kg por hectárea en promedio nacional. Para conseguir alta productividad a corto plazo los agricultores cambiaron al uso de fertilizantes comerciales, no obstante que tradicionalmente los agricultores chinos han utilizado la excreta humana, además de estiércol, como fertilizante para la producción agrícola. Se estimó que sólo 35% del fertilizante total fue de origen orgánico (Li Qingkui, 1998) mientras que el de orina y excremento humano fue menos de 30% (Li Qingkui, 1998).

Para resolver la contradicción entre mayor producción de “desechos” humanos y animales debido al incremento en la población y expansión de la crianza de animales y su menor uso en la agricultura se requiere de un estudio sistemático que involucre múltiples factores como investigación teórica en la circulación ecológica de los materiales, soluciones tecnológicas, posibilidades reales de financiamiento, aceptación social, etcétera. Al mismo tiempo en China hay algunas experiencias con el tratamiento y reutilización de los “desechos” en términos de mejoramiento de la estructura de los sanitarios, enfoques para el manejo de “desechos” sea

1 Anuario Estadístico 2002 publicado por el Ministerio Chino de Agricultura


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desde el punto de vista del uso final o desecho final. A la fecha, en China hay sistemas ampliamente difundidos en los cuales se integran los “desechos” humanos y el excremento de animales provenientes de un mismo hogar para su utilización con fines agrícolas, después de pasar por un tratamiento apropiado que toma la fermentación anaeróbica como un paso clave. Se trata de un sistema chino afín con el modelo de “ciclo cerrado”.

Los sistemas integrados de biogás en los hogares fueron desarrollados y utilizados originalmente para la producción de energía (biogás) a principios de los años ochenta cuando el Estado enfrentó una gran demanda de fuentes de energía, después del dramático desarrollo económico que siguió a la apertura de su economía y las reformas económicas. Así, los sistemas se fueron desarrollando gradualmente hasta convertirse en sistemas integrados con múltiples funciones junto con el cambio de energía, producción agrícola, desarrollo rural y desarrollo macroeconómico. Consecuentemente, según datos estadísticos del ministerio de agricultura, el sistema se ha extendido a más de 9 millones 570 mil hogares para finales del año 2002 y 857 mil 400 entraron en operación durante ese año.

La experiencia muestra que el sistema tiene múltiples funciones, entre ellas producir energía limpia, saneamiento y agricultura “verde”.

• Biogás – energía limpia y renovable que remplaza al carbón, gas LP y leña.

• Agricultura “verde” – uso de flujos digeridos y lodos residuales.

• Saneamiento – Mejora del medio ambiente al evitar tiraderos de desechos al aire libre y eliminación de producción de moscas entre otros.

Los sistemas utilizan la teoría de “ciclo cerrado”. Orina y excremento humano, estiércol animal y en ocasiones desechos orgánicos de los hogares se llevan a un digestor de biogás que se utiliza para cocinar, para energía de uso doméstico (lámparas de biogás) y fertilizante en invernaderos. El flujo digerido y lodos residuales se utilizan en hortalizas, plantación de cereales y huertas. Los seres humanos y animales consumen la producción resultante.

Figura 1: “Ciclo cerrado” del sistema integrado de biogás

Orina y excrementos humanos y

estiércol animal

Fermentación anaeróbica de los desechos

Flujos digeridos y lodos residuales y biogás para uso agrícola

Humanos y animales

consumen productos agrícolas


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Si bien hay diversas características relacionadas con el clima, la estructura productiva de la agricultura, la disponibilidad de recursos y los comportamientos sociales en China, al mismo tiempo podemos afirmar que hay tres modelos principales en este país. En la gélida región norte de China está el “cuatro en uno”; en la región sur con un clima más tropical están los “cerdo—digestor de biogás—huerto” y en la región noroeste de China que tiene clima seco está el modelo de “cinco componentes integrados”.

I. “Cuatro en uno” modelo en la gélida región norte de China

El sistema está compuesto por los siguientes elementos: un invernadero orientado hacia el sur con un área de 200-600 m2, un lugar de 20m2 para animales ubicado en el lado oeste o este del invernadero, un baño de 1 m2 y un digestor de biogás para 6m3 debajo del establo.

Este modelo integra el digestor de gas, el establo, el baño y la plantación agrícola con el invernadero cerrado, el cual mantiene al digestor, al lugar para animales y la plantación con una temperatura y humedad apropiada para hacer posible la producción de biogás, cría de animales y cultivo de plantas el gélido clima de la región norte de China. El invernadero se construye con una pared estructural bien aislada del frío y orientada hacia el norte; en el lado que mira al sur se utiliza generalmente una película de plástico transparente que permite la entrada de los rayos solares. La prueba realizada por el Departamento de Energía Rural de Liaoning muestra que no obstante que afuera la temperatura es de -20o C, la temperatura interior puede llegar a 10o C, que permite la producción de biogás y el cultivo de hortalizas. Al mismo tiempo la crianza de animales ayuda a incrementar la temperatura del invernadero. Según la medición del Departamento de Energía Rural, diez puercos con un peso de más de 50 kg en un chiquero interno de 100 m2 permite que el invernadero incremente su temperatura 1o C, mientras que si los cerdos pesan más de 100 kg se incrementa 1.5o C. El bióxido de carbono que se produce con la exhalación de los animales y la combustión de biogás en el interior del invernadero incrementa su temperatura y proporciona carbón como fertilizante para las plantas. Por otro lado, la fotosíntesis de las plantas proporciona suficiente oxígeno para los animales. Los fluidos digeridos y lodos residuales del digestor de gas se utilizan como fertilizante para las plantas, en reemplazo de los fertilizantes comerciales permitiendo que las frutas y hortalizas puedan recibir certificado de no contaminadas.

Todos los componentes están integrados en un ciclo de energía y flujo de materiales (Fig. 1).

Figura 2: Esquema del modelo “cuatro en uno” en la región norte de China

Invernadero solar

Baño Lugar para animales

Solar

Digestor de biogás para fermentación anaeróbica

excreta

Cocción de alimentos, luz y calefacción

Campos para producción de granos

Fluídos digeridos y lodos residuales

Biogás

Biogás com

o carbón

fertilizante

Fluídos

digeridos y lodos residuale

Animal

Frutas y verduras no contaminadas


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Un sistema integrado con in invernadero que cubre 667m2, en los cuales 494 m2 son de tierra cultivable, con un digestor de biogás de 8 m2, un chiquero de 20 m2 y una habitación de 15m2 para los agricultores tiene un costo aproximado de 1,840 USD, de inversión inicial. Con un incremento anual de ingresos de unos 635 dólares por la venta de plantas y cerdos, y el ahorro que genera al dejar de comprar combustible y fertilizantes comerciales, la rápida recuperación de la inversión es menor a tres años si se toma una tasa de descuento de 10%.

II. Modelo “cerdo—digestor de biogás—huerta” en el sur de China

El modelo típico del sistema integrado de biogás para la región tropical sur de China normalmente está compuesto por: un lugar para animales (chiquero) que cubre 20 m2 con 4-5 cerdos, un digestor de gas con capacidad de 8m3 y una huerta de .33 hectáreas. Al igual que con el modelo del norte, los flujos digeridos y lodos residuales se utilizan para la producción de frutas y hortalizas, mientras que el biogás se usa para cocinar y alumbrado. En este caso el baño está conectado a la entrada del digestor, en algunos modelos modernos el flujo del digestor puede usarse como descarga de agua en el baño, lo que ahorra en el consumo de agua. La tierra mejorada de la huerta, el chiquero, el biodigestor y el sanitario modificado tienen un costo aproximado de 585 USD. El biogás produce ahorro directo en combustible para cocinar y para alumbrado, ahorro en la compra de fertilizantes comerciales e incremento en el ingreso debido a la alta calidad de las frutas y verduras, además de los cerdos. El ingreso total que permite este sistema integrado es de 280 dólares, lo cual significa que la inversión se recupera en dos años.

Lo más importante, el biogás remplaza a la madera como combustible, lo cual tiene un efecto ecológico importante. Se calcula que en esta región el sistema puede producir 450 m3 de biogás. El equivalente a 0.35 hectáreas de bosque que ya no se consume como leña.

Figura 3: Esquema del modelo “cerdo-digestor de biogás-huerta ” en el sur de China

III. Modelo “cinco componentes integrados” en el noroeste de China

Tomando en consideración el clima seco en la región noroeste de China y la disponibilidad de tierras cultivables, el sistema integra 0.33 hectárea para una huerta, una habitación para las personas que la cuidan, un tanque de agua cubierto con capacidad de 8-10 m3, un chiquero de 10-20 m2 cubierto con una película plástica durante el invierno, con capacidad para 4-6 cerdos o borregos, un digestor de biogás con capacidad de 8 m3 ubicado debajo del chiquero y un

Baño Lugar para animales

Digestor de gas para fermentación

anaeróbica

Excreta

Cocción de alimentos, alumbrado y calor

Campos para producción

agrícola

Fluídos digeridos y lodos residuales

Biogás

Animales dungs

Frutas y verduras no contaminadas


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baño. Todos estos elementos integrados en un sistema. El digestor de gas es la pieza central que combina el cultivo con la crianza de animales, y la vida doméstica con la producción. El tanque de agua se utiliza para recuperar el agua pluvial durante la estación de lluvias para satisfacer el consumo a lo largo de todo el año, no sólo de los seres humanos, animales y digestor de biogás, sino además para las plantaciones.

Todo el sistema que incluye mejora de los suelos de la huerta y la construcción de la vivienda de quienes la cuidan, un chiquero de 20 m2, tanque de agua y un biodigestor de gas con capacidad de 8 m3, tiene un costo de 646 dólares (tomando en cuenta los precios locales). Un ahorro anual de gasto en combustible, gracias al uso de biogás; ahorro en el consumo de fertilizantes comerciales al sustituirlos por fertilizantes orgánicos y el incremento del ingreso anual por la venta de frutas, verduras y cerdos arrojan un total de 256 dólares en promedio. En consecuencia, la inversión inicial puede recuperarse en tres años.

IV. Uso integral del producto de los sistemas

Biogás por bióxido de carbono en los invernaderos

El contenido de bióxido de carbono en la atmósfera es de 0.03% aproximadamente. Mientras que la combustión de biogás en el invernadero puede incrementar su contenido en más de 0.1%, lo cual acelera la fotosíntesis en las plantas, y por tanto de su rendimiento. La tabla 1 muestra el impacto de los distintos contenidos de bióxido de carbono en las plantas del invernadero.

Apio Contenido de CO2 (%)

Altura de la planta (cm) Peso de una sola planta (g)

Rendimiento de pepino (kg/m2)

0.02 – 0.03 44.9 7.8 7.8

0.08 – 0.11 66.8 12.5 10.3

Tabla 1: El impacto del bióxido de carbono incrementado por la combustión del biogás en el invernadero (Zhou, 1999)

Fertilidad del flujo digerido

Ya que la fermentación anaeróbica es un proceso bioquímico complejo, los contenidos del flujo digerido varían dependiendo de la materia prima, tiempo de rotación y técnica de fermentación entre otras. La tabla 2 muestra las pruebas de fertilidad.

Fluido digerido

C total (mg/ml)

N total (mg/ml)

P total (mg/ml)

K total (mg/ml)

NH3- N (mg/l)

Rapidez P (mg/l)

Rapidez K (mg/l)

Número de muestras

135 133 74 75 74 78 78

Contenido máximo

4.82 0.99 0.98 3.90 971 315 3,900

Contenido mínimo

0.42 0.09 0.10 0.38 24 4.95 375

promedio 2.03 0.39 0.37 2.06 295.5 73.32 1,758.3

Tabla 2: Fertilidad de los contenidos del flujo digerido (Yuan, 2001)


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Conclusiones y recomendaciones

La experiencia china en utilización de sistemas de biogás integrados muestra que los distintos modelos diseñados en diversas condiciones locales, climáticas y económicas, satisfacen las demandas locales. Ponen en práctica la teoría de ciclo cerrado al integrar la producción de biogás por medio de fermentación anaeróbica con el tratamiento de “desechos” y su utilización agrícola, al tomar los “desechos” como recursos valiosos para uso agrícola, además de contribuir a mejorar el saneamiento en las zonas rurales de China.

No obstante, en los sistemas presentes, no hay separación de orina y excremento en los desechos humanos, al tiempo que se mezcla el excremento de los animales con el excremento de los seres humanos que llega vía los sanitarios. Después de la fermentación anaeróbica a temperatura normal (sin ninguna fuente de calor externa la temperatura de la fermentación varía dependiendo del medio ambiente), la materia digerida se utiliza en la agricultura sin mayor tratamiento higiénico. En consecuencia, recomendamos que se realicen urgentemente estudios sistemáticos sobre la eliminación eficaz de patógenos durante la fermentación anaeróbica bajo temperatura normal y sobre la seguridad para el uso agrícola de los flujos digeridos y lodos residuales y su uso en las plantaciones y en especial cuando se utilizan en la crianza de cerdos o peces. En este sentido podría desarrollarse y debería alentarse un trabajo conjunto entre agencias internacionales y nacionales y equipos de trabajo que combinen sus conocimientos, entre ellos manejo de recursos, energía, salud, saneamiento, etcétera.

Referencias

Li Qingkui, et al.: Fertilizer Problem in Sustained Agricultural Development in China (Problemas de fertilización en el desarrollo sustentable agrícola en China), Chemical Industry Press, 2000, p. 13, p. 114

Zhou Mengjin, et al.: Biogás Production and Utilization Technologies (Producción de biogás y tecnologías de utilización), Editorial de la Universidad Agrícola China, 1999, p. 322

Yuan Ruihua, et al.: Biogás Eco-Agriculture Technologies (Tecnologías de biogás y eco-agricultura), China Agriculture Press, 2001, p. 129


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Composta con orina humana: un enfoque para fertilizante de plantas*

W. Pinsem Departamento de Química Industrial, Facultad de Ciencia Aplicada, Instituto Tecnológico Rey Mongkut, Bangkok Norte, Tailandia e-mail: [email protected]

B. Vinnerås Departamento de Ingeniería Agrícola, Universidad Sueca de Ciencias Agrícolas, Uppsala, Suecia

Palabras calve

Composta, fertilizante, orina humana, plantas, nutrientes, temperatura

Resumen

El propósito de este estudio fue recolectar los nutrientes contenidos en la orina humana (nitrógeno, fósforo y potasio) y combinarlos en composta con desechos de jardinería y cáscaras de fruta, al tiempo que incrementamos la actividad de compostaje disminuyendo la relación de C:N. Utilizamos la temperatura como indicador de actividad de compostaje.

La prueba mostró la importancia que tiene la estructura en los materiales para una buena aireación de la composta, ya que la materia prima molida mantiene temperaturas más bajas que la no molida. Al agregar orina se incrementó el contenido de nutrientes de la composta. Parte del nitrógeno se pierde debido a las emisiones de amoniaco, no obstante había más nitrógeno y presumiblemente mayor cantidad de otros macro y micronutrientes en la composta después de agregar orina. Al agregar aproximadamente 10-15% de orina al peso no drenado del material de composta se incrementa su reacción, lo cual se traduce en temperaturas más altas en el tratamiento. Entonces, agregar orina al proceso de compostaje puede resultar en una composta madura mejor saneada y estable en un periodo más breve, que cuando no se agrega orina.

Introducción

La mayor parte de los nutrientes en las aguas residuales domésticas provienen de la orina humana, aproximadamente 80% de nitrógeno y más de 50% de fósforo y potasio (Vinnerås, 2002). Sin embargo, la orina sólo aporta 1% del volumen de las aguas residuales de un hogar (figura 1).

El nitrógeno y el fósforo son contaminantes potenciales que quedan eliminados en las plantas de tratamiento de aguas residuales. La mayor parte de los sanitarios en Tailandia son convencionales y están integrados a la vivienda. Las aguas residuales normalmente son tratadas en fosas sépticas ubicadas bajo tierra en cada una de las viviendas, cuyas descargas se realizan en los cuerpos de agua más cercanos sean superficiales o mantos freáticos.

En este tipo de sistema de arrastre hay dos soluciones posibles: 1) grandes plantas tratadoras de aguas residuales y 2) sistemas descentralizados separadores de líquidos que reciclen los nutrientes y mantengan el agua libre de patógenos.

* Esta ponencia fue revisada por el comité científico del simposio


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En esta región las grandes plantas para tratar aguas residuales no son una opción accesible económicamente, excepto para las zonas centrales de ciudades grandes.

Asimismo, en esta región el exceso de flujo de las fosas sépticas llega hasta los canales más cercanos o posiblemente se filtra a las capas inferiores del terreno, contaminando los mantos freáticos. Lo cual resulta en contaminación por productos químicos y microorganismos, que a su vez provoca la transmisión de enfermedades y dificultad para encontrar agua potable limpia.

En el futuro cercano, el costo que implica producir agua limpia se incrementará a niveles inaccesibles para la mayoría de las personas en la comunidad.

Orina Heces Papel de baño Aguas grises Desechos biodegradables

MH kg 550 51.5 8.9 36500 80.3

MS kg 21 11 8.5 20 27.5

DBO7 g - - - 9500 -

DQO g - - - 19000 -

N g 4000 550 500 550

P g 365 183 190 104

K g 1000 365 365 82

Cu mg 37 400 2900 549

Cr mg 3.7 7.3 365 137

Ni mg 2.6 27 450 82.3

Zn mg 16.4 3900 3650 700

Pb mg 0.73 7.3 350 275

Cd mg 0.25 3.7 15 2.7

Hg mg 0.30 3.3 1.5 0.25

Tabla 1: Norma que se propone para la composición de las diferentes fracciones de las aguas residuales y desechos orgánicos biodegradables por persona al año.

Figura 1: La cantidad de masa, materia seca, nitrógeno, fósforo y potasio en las diferentes fracciones de residuos domésticos. El agua de descarga del sanitario representa el agua utilizada en un sanitario sueco promedio de descarga única (6l/descarga). (Vinnerås, 2002).

Masa MS N P K

Dis

tribu

ción

en

tre

las

fracc

ione

s

Aguas grisesAgua de descarga HecesOrina

0%

10%

20%

30%

40%

50%

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80%

90%

100%


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Separar los líquidos en el lugar mismo y tratarlos en un volumen pequeño podría ser una opción viable, sin embargo, desde la perspectiva del valor de sus nutrientes resultaría más aconsejable utilizar esta orina como fertilizante y obtener los beneficios tanto económicos como ambientales. Tomando la nueva norma que proponen en Suecia (tabla 1), la cantidad de orina que produce una persona en un año es de 550 kg, que en términos de nutrientes representa 4.0 kg N, 0.365 kg P y 1.0 kg K (Vinnerås, 2002).

La orina proveniente de 14 mil estudiantes del Instituto Tecnológico Rey Mongkut, al norte de Bangkok, equivale a 56 t de nitrógeno, 5.1 t de fósforo y 14 t de potasio al año. Esta cantidad de orina es suficiente para fertilizar 400-500 hectáreas.

Lograr que la gente en Tailandia acepte la aplicación de la orina como fertilizante no es sencillo. La principal dificultad es de carácter sociológico, ya que la creencia compartida es que la excreta humana es sucia y es una forma de transmitir enfermedades. El método de saneamiento aprobado según el cual la excreta se almacena a temperaturas por encima de 20oC durante seis meses resulta clave para abordar dicha barrera (Höglund et al., 1999, 2000, 2002). Otras dificultades para instrumentar estos sistemas son de carácter mas bien práctico: 1) no se dispone de tazas de baño con desviador de orina en el mercado de productos sanitarios en Tailandia; 2) dado que la orina es líquida su medio de transporte hasta los campos de cultivo resulta costoso. Al evaluar el consumo de energía para transportar la orina y compararlo con el tratamiento de aguas residuales para producir fertilizante mineral, la conclusión fue que el transporte hasta 200 km sigue siendo económicamente viable (Jönsson et al., 2000).

Una forma de enfrentar el transporte de este gran volumen sería contener los nutrientes de la orina por medio de un proceso biológico de compostaje, en el cual haya desechos orgánicos ricos en carbón. El nitrógeno en la orina incrementaría el proceso biológico en la medida que se incremente la producción de energía; lo cual a su vez incrementará la temperatura de la composta, haciéndola más segura, ya que los patógenos y las semillas de las hierbas morirían durante el tratamiento (Vinnerås et al., 2003). También sería posible atrapar algunos de los nutrientes químicos por medio de precipitación, por ejemplo, agregando Mg2+ al precipitado de la orina (estruvita—NH4MgPO4). Sin embargo, este tipo de tratamiento químico sólo permitiría capturar el fósforo y algo de nitrógeno, mientras que la mayor parte de los nutrientes restantes se quedarían en los líquidos. Al usar la orina en la composta, se perderá parte del nitrógeno al tiempo que la mayor parte de los otros macro y micronutrientes, permanecerán en la composta.

Composta

El compostaje es la descomposición biológica de materia orgánica biodegradable. Como resultado del proceso de composta se forma un material oscuro similar a tierra. La degradación ocurre básicamente por la digestión enzimática que hacen los microorganismos del suelo. El compostaje puede ser aeróbico o anaeróbico dependiendo de las condiciones locales. Distintas condiciones como temperatura y contenido de oxígeno resultan en concentración de diferentes microorganismos, aunque el producto final del tratamiento es más o menos el mismo. No obstante, el tratamiento aeróbico puede dar lugar a mayores temperaturas debido a las reacciones más exotérmicas. El tratamiento anaeróbico produce un volumen final menor, en la medida en que se emplea menor material orgánico para el desarrollo de material celular en comparación con el tratamiento aeróbico.

La composta de material orgánico puede ocurrir en distintos rangos de temperatura. Las bacterias psicrofílicas se desempeñan en rangos de temperatura bajos de entre –18 a +30oC. Estas bacterias producen una cantidad menor de calor como efecto colateral de su funcionamiento, lo cual ocasiona que se incremente la temperatura del aire en el ambiente de


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la composta. Las bacterias mesofílicas actúan en una temperatura media entre 21-32oC. Por encima de esa temperatura, entre 40 y 39oC, se activan las bacterias termofílicas.

En un proceso de compostaje aeróbico normal, primero la temperatura se incrementa a unos 35oC, tiempo durante el cual el pH cae a aproximadamente 4. Después de unos días con una temperatura de unos 35oC, el pH aumenta y como resultado la bacteria termofílica incrementa su actividad, lo que a su vez incrementa rápidamente las temperaturas (Smårs et al., 2003). Este incremento de la actividad, actividad óptima, ocurre aproximadamente a los 55oC (Haug, 1995), y si continúa por algunos días la mayor parte del material orgánico queda degradado. Esta degradación da lugar a una estructura débil y descenso de temperatura. Al revolver la composta se abren nuevos poros para aireación, creando nuevas áreas de contacto de manera que los microorganismos encuentran con mayor facilidad carbón para degradar. Ambos factores producen un nuevo incremento en la temperatura de la composta.

Diversidad de materiales de la composta

La diversidad de la materia prima que se utiliza es un factor clave para una buena composta. Además de los principales nutrientes para plantas como nitrógeno, fósforo y potasio, las plantas también requieren de otros oligoelementos. Entre mayor sea la diversidad de materiales que constituyan la composta, más seguro será que los elementos de dichos materiales regresen a las plantas. Utilizar diversos materiales también incrementa las posibilidades de tener una proporción apropiada de carbón-nitrógeno en el material de compostaje. La proporción C-N en la composta es determinante para un buen compostaje de los materiales y es el término para describir la cantidad de carbón que hay en un material, en proporción al nitrógeno. Los microorganismos metabolizan carbón para obtener energía y nitrógeno para reproducirse. Los microorganismos utilizan estos elementos en una proporción de 25-30 partes de carbón por una de nitrógeno. Con esta misma proporción en el sustrato, los organismos pueden desempeñarse y reproducirse con rapidez si además otros factores como aireación y humedad son adecuados. Sin embargo, la mayor parte de los materiales disponibles para hacer composta no tienen estas proporciones. Por ello, hay que mezclar diferentes materiales en la composta con el fin de obtener una buena mezcla y relación C:N. Por ejemplo si se mezcla 50%, por peso de hojas secas de árbol (C:N=40:1) con 50% de pasto recortado (20:1) se obtiene una mezcla que se descompone con rapidez, con una proporción de 30:1. La relación de C:N en una composta madura no debe exceder de 20, ya que hay mucha pérdida de carbón durante la respiración de los microorganismos (Haug, 1995). Durante este proceso también hay pérdida considerable de nitrógeno, entre 40-60%, debido a la emisión de gases.

Objetivos

El principal objetivo de este estudio fue determinar los efectos del proceso de compostaje de los desechos biodegradables que se producen en el hogar al variar el contenido de nitrógeno, tanto a pequeña escala (1 litro) como en un proyecto piloto (200 litros).

Otro objetivo fue observar la variación en la temperatura de la composta al utilizar diferentes intervalos de rotación. El objetivo final fue observar y evaluar el efecto del contenido de nitrógeno en la composta madura al utilizar diferentes mezclas y estrategias de rotación.


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Materiales y métodos

Materiales

La orina se recolectó en un mingitorio colocado en el Departamento de Química Industrial. El mingitorio quedó conectado por medio de un tubo plástico a un tanque pequeño que vaciamos cada dos días y el contenido lo almacenamos en otro tanque mayor.

Para las pruebas utilizamos dos composteras. Inicialmente utilizamos composteras de espuma de uretano a pequeña escala con capacidad de 1 litro aproximadamente (figura 2). Para la prueba a mayor escala utilizamos dos composteras con capacidad de 200 litros cada una; una de plástico y otra de hierro (figura 2).

El material de compostaje utilizado en las pruebas estuvo constituido por pasto, hojas y cáscaras de fruta como fuente de carbón. Para lograr buena estructura en la composta, se agregó cáscara y fibra de coco. La orina humana que recolectamos la utilizamos como fuente de nitrógeno. Para un buen inicio de población microbiológica en el material de compostaje también agregamos composta madura.

Desarrollamos ocho experimentos en los composteros pequeños. El material de composta fue una mezcla de 500 g de cáscara de fruta, 50 g de agregado de coco, 130 g de composta madura y distintas cantidades de orina (0, 50, 100, 150 g). Al momento de agregar las medidas de orina ajustamos el contenido de humedad agregando agua al nivel correspondiente a la mayor medida de orina (150 g). Agregamos la cáscara de fruta de dos formas: en una picamos las cáscaras mientras que la segunda la agregamos tal y como estaba en pedazos grandes. Mezclamos la composta todos los días y tomamos nota de la temperatura a lo largo de la prueba.

Durante la composta, en el proyecto piloto, en los composteros de 200 litros mezclamos 14 kg de pasto fresco, hojas y cáscaras de fruta con 2 kg de agregado de coco, 10 kg de composta madura y diferentes cantidades de orina (0, 1, 3, 6 kg). Al agregar distintas cantidades de orina ajustamos agregando agua al nivel correspondiente a la mayor medida de orina (6 kg). Seguimos dos regímenes de rotación para el compostero, uno hicimos la rotación todos los días y el otro cada tres día. En este experimento, medimos la temperatura y la diferencia en el contenido de nitrógeno en el producto final.

Analizamos el contenido de nutrientes en la composta madura, observando las cantidades de nitrógeno, fósforo, potasio y carbón orgánico. Para analizar el nitrógeno utilizamos el método Kieldahl; el fósforo lo analizamos con espectómetro (420 nm); el potasio lo analizamos

Figura 2: a) el mingitorio para recolectar orina, b) composteros de espuma de uretano para 1 litro, c) compostera de plástico para 200 litros.

a b c


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utilizando ICP-EAS. El total de carbón lo analizamos con el método Walkley-Black (oxidación con K2Cr2O7 en conc. H2SO4 seguido de titulación con FeNH4SO4 utilizando sulfato de fenoftaleina ferrosa como indicador).

Investigamos la resistencia a cambios en el pH de la composta madura, para lo cual medimos el pH de una mezcla de 90% de agua destilada y 10% de composta al agregar 0.5M HCI. Comparamos la resistencia a cambios en el pH de la composta con la resistencia del agua destilada, y la presentamos como diferencia en el consumo de HCI al reducir el pH de 7 a 4.

Durante las tres semanas de compostaje, recolectamos los lixiviados y medimos el pH cada dos días.

Resultados y discusión

En las composteras a pequeña escala se probaron dos estructuras para los materiales: cáscara de fruta picada y no picada, y agregamos distintas cantidades de orina. Encontramos una tendencia hacia las altas temperaturas en las pruebas con material no picado (figura 3). Probablemente la principal razón para ello fue que se logró mejor estructura en estas composteras con material no picado. La mejor estructura resultó en mejor aireación del material y por tanto mayor actividad.

Los diferentes regímenes de orina indicaron que agregar 14% de orina, por peso húmedo, a la mezcla produce el mejor efecto. Esta clara tendencia fue evidente en composteras tanto con material picado como con material no picado.

Inicialmente, comparamos la pérdida de temperatura en las composteras del proyecto piloto; ambas composteras tenían poco aislamiento. Los resultados muestran que había gran pérdida de temperatura, incluso cuando la temperatura ambiente estaba entre 25 y 30oC. No encontramos diferencias significativas entre los dos materiales con que estaban hechas las composteras, esto es, plástico y ferro (figura 4). Sin embargo, hubo una tendencia hacia menor temperatura en la compostera de fierro debido, probablemente, a que es menos aislante.

0 5 10 1525

30

35

40

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55

day of composting (day)

Tem

pera

ture

, °C

no urine50 mL of urine100 mL of urine150 mL of urine

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55 no urine50 mL of urine100 mL of urine150 mL of urine

day of compost (day)

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, °C

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Figura 3: Temperatura a lo largo de los días agregando diferentes cantidades de orina a las composteras a escala piloto con a) cáscara de fruta picada y b) cáscara de fruta sin picar.


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Figura 4: Efecto que tuvo el material con que estaba hecha la compostera (hierro o plástico) en la temperatura de la composta

Agregar orina al material de compostaje incrementó la temperatura y dio una temperatura final más alta en comparación con el material al que no se agregó orina (figura 5), si bien no hubo diferencias significativas de temperatura de la composta al agregar 1 ó 3 litros de orina. Asimismo, al agregar orina se aceleró el proceso, de manera que las compostas con orina alcanzaron con mayor rapidez la temperatura ambiente (figura 5).

Figura 5: Efecto que produjo en la temperatura de la compostera agregar 1 ó 3 litros de orina.

Comparando los dos regímenes de rotación de la composta, esto es, todos los días o cada tres días, variaron tanto la temperatura como la duración de los tratamientos (figura 6).

Figura 6: Efecto que frequencia en la temperatura de la composta

0 5 10 15 20 25 3020

30

40

50

60 everyday turning

every 3 day turning


Tem

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Tem

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0 10 20 30 40

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Tem

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, °C

Figure 4 Effect of urine on composting temperature

0 10 20 30 40

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Cuando a la composta se rota todos los días el material se enfría a tal punto que ya no es posible alcanzar temperaturas altas como cuando se le da rotación cada tres días. Por otro lado, es importante la rotación frecuente del material de compostaje para mantener una buena estructura para la aireación y para crear nueva superficie de contacto entre el material y los microorganismos. Entonces, durante las fases altas de actividad, hay que rotar la composta con más frecuencia que durante la fase de baja actividad.

Al incrementar la cantidad de orina que se agrega, el total de nitrógeno en la composta se incrementa de alguna manera (figura 7). La diferencia en los regímenes de rotación (diario y cada 3 días) dieron una diferencia significativa en la cantidad de nitrógeno disponible en la composta madura. La rotación más baja resultó en una cantidad significativamente mayor de nitrógeno en la composta.

En la mezcla de composta donde se agregó orina, la proporción C:N disminuyó en comparación con la mezcla a la cual no se agregó orina. Esto se debió sobre todo al mayor contenido de nitrógeno (figura 7) en combinación con mayor degradación del material orgánico. Observando con mayor detenimiento la diferente dosificación de nitrógeno en los procesos de compostaje, agregar 3 kg de orina en la compostera tuvo mayor efecto sobre la degradación del material orgánico (figura 8), especialmente cuando la concentración de nitrógeno en la composta madura fue similar a la composta que sólo recibió 1 kg de orina (figura 7). No obstante, ello indica que la alta degradación del material orgánico estuvo acompañada por mayor pérdida de nitrógeno, probablemente como emisiones de amoníaco que podrían afectar el medio ambiente en términos de eutrofización o acidificación.

La mayor cantidad de orina agregada (6 kg) con la menor frecuencia de rotación resultó en mayor cantidad de nitrógeno en el producto final, sin embargo, al comparar las figuras 7 y 8

1 2 3 4 5 6 70.0

0.4

0.8

1.2

1.6

%N

, pes

o se

co.

1 2 3 4 5 6 70.0

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1.6 1 tanque de hierro sin orina2.tanque plástico, sin orina, hojas3 tanque plástico 1000ml orina, hojas4 tanque plástico 3000 ml orina, hojas5 tanque plástico 6000 ml orina, rot. diaria 6 tanque plástico 6000 ml orina, rot. C. 3 días7 tanque plástico 6000 ml orina, hojas

Número de muestra

Figura 7: Concentración de nitrógeno en la composta madura con diferentes agregados de orina y regímenes de rotación.

1 2 3 4 5 6 70

5

10

15

Número de muestra

% p

ropo

rció

n

0

5

10

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Figura 8: Relación carbón/nitrógeno de la composta madura con diferentes agregados de orina.

2.tanque plástico, sin orina, hojas

3 tanque plástico 1000ml orina,hojas4 tanque plástico 3000 ml orina, hojas5 tanque plástico 6000 ml orina,rot. diaria6 tanque plástico 6000 ml orina ,rot. C. 3 días7 tanque plástico 6000 ml orina, hojas

1 tanque de hierro sin orina


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encontramos que una tasa de menor rotación tiende a dar una mayor degradación, probablemente debido a la mayor actividad en el material como lo indica la mayor temperatura del tratamiento.

El pH en los lixiviados de la composta permanece bastante estable a lo largo del proceso de compostaje con un rango de 7.96-8.03.

La resistencia a cambios en el pH del material de composta fue significativamente mayor en comparación con la del agua destilada, de manera que agregar composta al suelo como fertilizante podría mejorar tanto la fertilidad del suelo como su resistencia a cambios en el pH.

Conclusión

Los tratamientos a pequeña escala mostraron la importancia de la estructura en el material para compostaje, en la medida que el material picado no alcanza temperaturas tan altas como el material sin picar. Agregar orina incrementa el contenido de nutrientes de la composta. No obstante que algo del nitrógeno se pierde en forma de emisiones de amoníaco, aún así la composta contiene más nitrógeno y presumiblemente más de otros macro y micronutrientes también.

Agregar aproximadamente 10-15% de orina al peso sin drenar del material de composta incrementa su reacción y produce una temperatura límite mayor de tratamiento. Entonces, de agregar orina al proceso de composta, ésta rendirá un compostaje maduro más saneado y estable en un periodo más breve, que cuando no se agrega orina.

Reconocimientos

Agradecemos a J. Kumnooanake y J. Runglerttrakoolchai, estudiantes del Instituto Tecnológico Rey Mongkut por su excelente aportación a este proyecto.

Referencias

Haug R.T. (1995). The Practical Handbook of Compost Engineering (El Manual Práctico para la Ingeniería de Compostaje). Boca Raton, Florida, EE.UU.: LEWIS

Höglund C., Vinnerås B., Jönsson H. y Stenström T.A. (1999). Chemical and microbial composition of source separated human urine. (Composición química y microbial de ls orina humana separada). Memorias “Ingeniería Civil y Ambiental – Nuevas Fronteras y Desafíos”, noviembre 8-12, 1999, Bangkok, Tailandia. Bangkok: AIT

Höglund C., Vinnerås B., Stenström T.A. y Jönsson H. (2000). Variation of chemical and microbial parameters in collection and storage tanks for source separated human urine (Variación de parámetros químicos y microbianos en la recolección y tanques de almacenado de orina humana separada). Journal of Environmental Science and Health Part A: Environmental Science and Engineering 35, pp. 1463-1475.

Höglund C., Ashbolt N., Stenström T.A. y Svensson L. (2002). Viral persistence in source-separated human urine (Percistencia de virus en orina humana separada). Canadian Journal of Microbiology, en imprenta

Jönsson, H., Vinnerås, B., Höglund, C., Stenström, T.A., Dalhammar, G. och Kirchmann, H. 2000. Recycling of Source Separated Human Urine (Reciclaje de orina humana separada). Rapport 2000•1, VA-FORSK (en sueco)

Smårs, S., Gustafsson, L., Beek-Friis, B. y Jönsson, H. 2002. Improvement of the composting time for household waste during an initial low pH phase by mesophilic temperature control (Mejoría del tiempo de compostaje para desechos domésticos durante una fase inicial con pH bajo por medio de control de temperatura mesofílico), Bioresource Technology 84:3, 237-241


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Vinnerås B. 2002. Possibilities for Sustainable Nutrient Recycling by Faecal Separation Combined with Urine Diversion (Posibilidades de reciclaje sustentable de nutrientes por medio de separación fecal combinada con desviación de orina), trabajo de tesis 353 para obtener el grado de Dr. en Ciencias Agrarias. Universidad Sueca de Ciencias Agrícolas, Uppsala

Vinnerås, B. Björklund, A. y Jönsson, H. 2003. Disinfection of faecal matter by thermal composting – laboratory scale and pilot scale studies (Desinfección de material fecal por compostaje térmico – en estudios de laboratorio y en proyectos piloto). Bioresource Technology 88:1, 47-54


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‘Humificación’ de lodos residuales en un procedimiento de conversión secuencial

Joachim Pabsch, Holger Pabsch, Andreas Purrmann

IPP Consult GmbH Barienroder Str. 23 31139 Hildesheim e-mail: [email protected]

Palabras clave

Conversión, fertilización, lodos residuales, acondicionador de suelos

Introducción

La reutilización y desecho de lodos residuales se ha convertido en materia de gran interés en todo el mundo. En un intento para mejorar su aceptación, IPP Consult desarrolló un sistema para transformar los lodos residuales en una sustancia similar al humus (‘humificación’ o conversión de lodos residuales). GTZ contrató a IPP Consult como una medida de cooperación público-privada para que introdujeran este proceso en Egipto, donde han tenido que adaptarlo al clima y a las condiciones sociales y económicas egipcias.

Antecedentes del proyecto

Desecar los lodos residuales en camas de secado es el método comúnmente utilizado en Egipto, método que parece la técnica más efectiva debido a los intervalos cortos de secado. Sin embargo, la calidad morfológica, química e higiénica del producto desecado es insuficiente.

El contenido de nutrientes en los lodos residuales es muy alto, 1 kg de material desecado en Egipto contiene en promedio, por ejemplo, 17g de nitrógeno, 10g de fósforo y muchos otros micronutrientes. Estos nutrientes rompen el ciclo nutritivo si los lodos residuales simplemente son desechados, es decir, abandonados o quemados y no reutilizados. En consecuencia hay que ver los lodos residuales como un recurso pleno de nutrientes y acondicionador de suelos que puede utilizarse como fertilizante orgánico de alta calidad en la agricultura. Sin embargo, hay que recordar que los lodos residuales frescos contienen, además de los gérmenes inofensivos de la flora intestinal, patógenos.

En Egipto, el uso de los lodos residuales esta prohibido (Norma Egipcia para Lodos Residuales; Decreto 214/1997), sin embargo, es difícil cumplir con la normatividad. Las características de calidad, que son importantes e indispensables, se tomaron de los lineamientos estadounidenses (Ley de Agua Limpia, fracción 503, 1993), sin embargo, no hubo suficientes consideraciones para ponerla en práctica. Según dichos lineamientos, los lodos residuales sólo pueden aplicarse en tierras árabes si la calidad de la higiene está probada con base en un análisis. Es por ello que regularmente hay que practicar costosos análisis de los parámetros microbiológicos y cuyo costo tiene que cubrir el agricultor y/o el comprador. A ello hay que agregar obstáculos burocráticos que dificultan más la venta y reutilización de los lodos residuales.


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Objetivos del proyecto

El primer objetivo del proyecto “Conversión de lodos residuales en Egipto” es el mejoramiento a largo plazo de la situación ambiental con respecto a los lodos residuales y establecer un método efectivo y sustentable para obtener un producto de alta calidad a partir de los lodos residuales en los sitios donde se encuentra el proyecto: El Minia y Nawag. La capacitación de expertos locales deberá producir un efecto multiplicador, que permitirá que los operarios de las plantas de tratamiento de aguas residuales de otras comunidades apliquen e integren el método en sus propios sistemas de tratamiento de lodos residuales. Además, el producto deberá poder utilizarse en la agricultura como fertilizante y acondicionador de suelos.

Resultados esperados

Una vez terminado el proyecto, se contará con soluciones técnicas y socioeconómicas aceptables; deberán estar probadas y aplicadas, y serán susceptibles de transferencia a otras regiones climáticas de Egipto.

Otros operarios de plantas de tratamiento y las autoridades de otras regiones de Egipto deberán estar al tanto del método de conversión de lodos residuales.

La aplicación correcta de los lodos residuales convertidos como fertilizantes de alta calidad deberá ser conocida por los agricultores que habitan en la región donde se encuentra el proyecto: El Minia y Nawag. Habrá de incrementarse la conciencia entre los agricultores, expertos participantes y los operarios de las plantas tratadoras en relación con la interacción entre agricultura, protección del medio ambiente y protección de los suelos.

Curso de la investigación

El proyecto se inició en marzo de 2001 y se realizó durante 17 meses. El estudio lo dividimos en fases. Fase I (3.5 meses) se ocupó principalmente en tareas de organización (selección de los sitios y permisos entre otras actividades) y para los primeros experimentos a gran escala en los sitios de Tanta y El Minia. Después de algunos resultados insatisfactorios, se continuó con los experimentos en un programa más amplio pero en menor escala en Nawag (fase II: 3.5 meses). Aquí fue posible determinar la especie de plantas a utilizar así como el método de operación. En la fase III (6 meses) se probaron los resultados obtenidos en la fase anterior con respecto a su posibilidad de transferencia a gran escala en Nawag y El Minia. La cuarta y última fase (4 meses) del proyecto, sirvió para realizar varios experimentos agrícolas y pruebas de campo y la presentación del proyecto. La presentación del proyecto y la información de los agricultores se basaron en el estudio socioeconómico de campo. La campaña de información cubrió la región local así como las bases de gobierno.

Situación actual, problemas de los lodos residuales secos

El proceso de deshidratación de los lodos residuales en climas cálidos y secos tiene el inconveniente de que la descomposición hidrolítica y microbiológica así como la conversión microbiológica de sustancias orgánicas e inorgánicas se minimiza. Después de unos días, la humedad no es suficiente para la supervivencia o reproducción de los microorganismos. Si este producto seco se utiliza en la agricultura puede despedir olores desagradables.

Por lo general resultan inconvenientes el gran tamaño y dureza de los montones, la baja capacidad para retener agua, la poca tasa de higienización y la poca conversión microbiológica de las sustancias orgánicas durante el periodo tan breve de deshidratación.


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Los experimentos agrícolas con lodos residuales secos en El Minia y Nawag mostraron que los productos contenían sustancias con efectos dañinos para las plantas. Dichas sustancias originaban tasas reducidas de germinación y hacían más lento el desarrollo de las plantas. El análisis de higienización mostró una reducción generalizada de patógenos, sin embargo, después de un periodo de deshidratación de algunos meses el producto todavía era un peligro potencial, en términos de salmonella y helmintos. Todos estos inconvenientes pueden superarse si se opera un buen sistema de conversión.

Conocimientos básicos sobre conversión de lodos residuales

Conversión de lodos residuales utilizando pasto

El principio de conversión de lodos residuales se basa esencialmente en el desarrollo de un ambiente dentro de los propios lodos que difiere considerablemente del ambiente en los lodos deshidratados. El desarrollo de hojas y raíces ayuda a la reproducción y desarrollo de microorganismos que también se encuentran en suelos naturales. Esto sucede ante todo por la muerte y regeneración de las células de la raíz, la aireación y los compuestos químicos (exudados) que emiten las raíces de las plantas.

Los lodos residuales se colocan en capas de 30-40 kg ST/m2 en piezas denominadas pólderes de conversión. Generalmente estos pólderes tienen un metro de profundidad. Hay que agregar una capa mínima de 20 cm de arena para filtrar por encima de 20 cm de grava. Entre cada capa los lodos deben perder líquido por medio del paso de aire y drenado.

Después de terminar de formar el pólder, se dejan desecar los lodos hasta que aparezcan las primeras grietas en la superficie. Este estado, similar al de los suelos, proporciona distintos procesos de descomposición en los lodos, comparable a la generación de humus o compostaje de lodos residuales. Además de proporcionar mayor aireación, la penetración de raíces tiene el efecto de aflojar los lodos lo cual previene la formación de grandes trozos en el deshidratado posterior.

Una vez que el pasto está totalmente desarrollado y se tiene la conversión de la primera capa, entonces se puede colocar la segunda capa de lodo residual. Con cada capa que se incrementa, se repite el mismo proceso que describimos líneas arriba hasta que se llena el pólder (40-50 cm). El ambiente que ya se desarrolló en las capas inferiores probablemente desempeña un papel importante en la conversión de la siguiente capa. Asimismo, el pasto que no se poda tiene una influencia importante al proporcionar una estructura y aireación adicional de los lodos frescos recién colocados. Después de completar 4-5 ciclos, el producto está listo para usarse.

Conversión de lodos residuales con juncos

En contraste con la anterior, aquí se planta la especie de juncos “Phragmites australis” en pólderes con una profundidad de 1 a 1.5 m. Para un mejor desarrollo, la capa de filtración (comparable con la capa de filtración de los pólderes de conversión con pasto) se cubre con una capa de suelo (20 cm). Al inicio la caña desarrolla un sistema complejo de raíces, después de lo cual, con el incremento en la altura de los lodos se desarrolla un sistema de rizoma.

Los rizomas comienzan a crecer en los puntos de vegetación cuando quedan cubiertos con lodo. Esto proporciona la aireación adicional de los lodos y ayuda al desarrollo de un ambiente que resulta similar al del ambiente natural donde se encuentran los juncos. A través del metabolismo del junco, la sustancia orgánica en los lodos se mineraliza. El proceso es comparable al de conversión con pasto. La diferencia es que el junco también puede crecer en ambientes anaeróbicos. La razón es que el junco puede transportar oxígeno desde las partes verdes de la planta hacia las raíces.


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La colocación de capas puede hacerse en intervalos relativamente cortos. Normalmente los pólderes pueden utilizarse entre 5 y 10 años sin tener que vaciarlos. En consecuencia, el método es continuo, en oposición a la conversión con pasto, sin embargo, el producto final contiene gran cantidad de raíces de caña, y el tallo sólo se pudre parcialmente.

Diferencias operativas de la conversión de lodos residuales en comparación con Alemania

Conversión con pasto

La diferencia más importante con la operación de conversión de lodos residuales en Alemania es la necesidad de irrigar y la aplicación de otras especies de pastos. De hecho los experimentos en Nawag mostraron durante la segunda fase que es indispensable irrigar regularmente los lodos para la germinación y desarrollo de los pastos, particularmente durante las primeras semanas de crecimiento. Especialmente, en la fase de germinación el proceso es muy sensible. Se recomienda el uso de semillas pre-germinadas y cubrir la superficie con paja para ayudar a la germinación.

La operación de una instalación de conversión en Egipto requiere mayor atención que una planta comparable en Europa. Otra diferencia es el uso de pasto tropical para el proceso.

Para la operación segura y funcional de una planta de conversión de lodos residuales es necesario cumplir con los siguientes requisitos:

• Existencia/instalación de un sistema de irrigación o infraestructura de irrigación. Esta puede utilizar aguas residuales tratadas o lodos residuales líquidos en cargas limitadas.

• Programación detallada para la operación y mantenimiento de los pólderes.

• Calidad homogénea y suficiente estabilidad biológica de los lodos residuales.

• Personal bien capacitado y motivado.

Las experiencias en El Minia y Nawag han mostrado que los procesos de conversión son muy sensibles especialmente durante las dos primeras semanas después de sembrar. La germinación de las semillas de pasto sobre los lodos residuales con baja estabilidad biológica requiere irrigación regular. Una necesaria post-estabilización de los lodos residuales retrasa el proceso y requiere mayor espacio.

Conversión con caña

Las experiencias en Nawag mostraron que la caña resiente menos los efectos del grado de estabilización de los lodos residuales líquidos. Por esta razón, la estabilización requerida es menor en comparación con la conversión que utiliza pasto. No obstante, tiene que operar con menores cargas en el caso de baja estabilidad biológica, lo que resulta en una disminución de la carga anual posible.

El cumplimiento exacto y estricto de las cargas es una desventaja de este método porque no es posible reaccionar flexiblemente ante una gran sobrecarga y daños en las plantas. Otra desventaja de este método es la necesidad de picar el producto final para evitar el desarrollo de juncos después de su aplicación en los campos. Esto es peligroso, especialmente en Egipto, ya que la mayor parte de los campos son irrigados por medio de inundaciones, que es una condición óptima para que aparezcan nuevos brotes de juncos.

Para la operación de conversión de lodos residuales con juncos es necesario cumplir con los siguientes requisitos:

• La capa superior de filtrado (arena) en el pólder debe contener arena de calidad 0/2. Arena poco refinada produce resultados negativos.


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• Las salidas de drenado del pólder deben estar equipadas con válvulas para tener la posibilidad de inundar los pólderes durante algunos días durante el crecimiento de la caña.

• Es indispensable una programación detallada para la operación y mantenimiento.

• Es deseable una calidad homogénea y suficiente grado de estabilización biológica de los lodos residuales.

Resultados de la investigación – calidad de los productos

Calidad morfológica y estética de los productos

Para evaluar los resultados se compararon los productos ya conocidos del secado practicado tradicionalmente con la conversión de lodos hecha:

Producto desecado Conversión de lodos residuales

La estructura muestra grandes trozos La estructura es granular y semeja tierra con orificios hechos por raíces

El color es negrusco El color es básicamente café

Hay olores fecales después de humedecerlo Sólo se nota olor a tierra

Los lodos atraen moscas, larvas y hormigas

Tabla 1: Apariencia morfológica y estética promedio

Valor del pH, contenido de sal, sustancia orgánica

Parámetro Producto seco Lodos convertidos

Valor pH 6 - 7 5,8 – 7,18

Cloruro 1,94 % 0,435 %

Sulfato 2,09 % 0,378 %

Conductividad de la electricidad 9,15 mS/cm 0,99 mS/cm

Sólidos volátiles 52 % - 75 % 36 % - 46 %

Tabla 2: Valor pH, contenido de sal, sustancia orgánica promedio (Nawag)

Nutrientes que absorben las plantas

Parámetro Producto seco Lodos convertidos

Total de nitrógeno 2,4 % 2,9 %

Total de fósforo 0,5 % 0,6 %

Potasio 0,2 % 0,4 %

Magnesio 0,3 % 0,8 %

Tabla 3: Concentración promedio de nutrientes útiles para las plantas

Cualidades higiénicas y microbiológicas del producto

Varía la eficacia en la reducción de gérmenes coliformes, coliformes fecales, salmonella y huevos de helmintos. El método de conversión de lodos residuales tiene evidentemente un fuerte efecto de higienización mientras que la mayor parte de los gérmenes sobrevive durante el simple secado al aire de los lodos residuales.


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Los actinomicetos son indicadores de contenidos y formación de complejos nutrientes para el humus. Aquí también se observan diferencias notables.

Figura 3: Contenido de actinomicetos[MdV4] (Nawag)

Experimentos agrícolas

Los experimentos agrícolas en Nawag y El Minia se iniciaron para medir la calidad de los lodos residuales convertidos. Al mismo tiempo, se examinó lo apropiado o no del desecado de los lodos residuales, bajo las mismas condiciones para obtener información con respecto a sus características como fertilizante y acondicionador de suelos. Los experimentos mostraron evidentemente que con respecto a los dos objetivos de experimentación (tasa de germinación y producción) resulta preferible la aplicación de lodos residuales convertidos en comparación con el uso de lodos residuales desecados al aire. Las tasas de germinación en la arena fueron tan bajas que generalmente no se alcanzó el mínimo de plantas establecido por tiesto.

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lodos secos lodosconvertidos

UFC

/g S

T

actinomicetos

Figura 1: Total de contenido de coliformes y coliformes fecales (Nawag)

Figura 2: Total de contenidos de salmonella y huevos de helmintos (Nawag)

32

617

0

1466

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

Lodos secos Lodos convertidosU

FC

/ g

ST

- N

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g S

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Huevos de helmintos Salmonella

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Lodos secos Lodos convertidos

UF

C /

100g

ST

Coliformes totales Coliformes fecales


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Especialmente los resultados en pura arena en Nawag evidentemente indicaron que la disponibilidad de nutrientes en los lodos residuales convertidos se adapta a la demanda de las plantas en comparación con la disponibilidad instantánea de nutrientes en los lodos residuales desecados que es potencialmente peligrosa para las plantas cultivadas (sobre fertilización). La figura siguiente muestra el desarrollo de la planta quimbombó en arena con agregados diferentes de lodos residuales secos o convertidos.

Figura 4: Desarrollo de quimbombó en arena (f. l. t. r.: con 30l lodo seco, 10l lodo seco, 30l lodo convertido, 10l lodo convertido y sin ningún acondicionador de suelos)

Estudio de campo: uso agrícola de lodos residuales

El resultado del estudio mostró que el uso de lodos residuales es familiar para la mayoría de los agricultores. Además, el estudio reveló que en Egipto se usan los lodos residuales desecados y que la demanda sigue en aumento. En relación con el uso de lodos residuales convertidos y sus productos, el estudio permite concluir que se puede apoyar con la distribución de información y campañas de asesoría, sobre todo porque el tiempo requerido a partir de el contacto inicial de un método hasta su adopción es de hasta 4 años. La mayor parte de los agricultores entrevistados prefiere utilizar productos de lodos residuales para el cultivo y muestra interés en ampliar el uso de estos productos. Los principales obstáculos son precios altos y falta de aprovisionamiento. La mayoría de los agricultores están dispuestos a visitar y participar en las campañas y experimentos sobre el tema y transferir sus conocimientos. En relación con los “lodos residuales convertidos”, la mayor parte de los agricultores están dispuestos a utilizarlos inmediatamente.

Conclusión

El objetivo del proyecto, la introducción de un método efectivo y duradero para producir lodos residuales de alta calidad en El Minia y Nawag, se logró. En Nawag, fueron probados y aplicados los métodos de tratamiento de “conversión de lodos residuales con pasto” y “conversión de lodos residuales con juncos” durante nueve meses.

Evaluamos que la conversión de lodos residuales con juncos resulta menos apropiada, ya que los errores en su operación muy pronto podrían arruinar procesos que no pueden corregirse con tanta facilidad. Además, las raíces en el producto final no son del agrado de los agricultores.

Con respecto a las características morfológicas, estéticas e higiénicas, el producto que se genera con los lodos residuales posee ventajas significativas después un periodo de conversión de tan sólo 2.5 meses, en comparación con las capas de lodos desecadas. Si esta técnica se maneja correctamente todo el riesgo vinculado a la higienización puede reducirse al mínimo.


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Las cualidades físico-químicas de los lodos residuales desecados y las que son producto de los lodos convertidos pueden determinarse no sólo por medio del análisis realizado sino comparando los dos sustratos con usos agrícolas. Los resultados indican que el uso de lodos residuales convertidos, incluso en grandes concentraciones, casi no tiene efectos negativos en la vegetación. Por tanto, el uso de lodos residuales convertidos podría resultar muy exitoso, particularmente con arena, para mejorar los suelos. El uso continuo de lodos residuales convertidos puede dar origen a una mayor acumulación de sustancias orgánicas y por tanto una mejoría en las cualidades físicas del suelo que, consecuentemente, requerirá de menor irrigación.

Además de la calidad de los productos cosechados, también hay beneficios financieros adicionales debido a una planta más saludable, que trae consigo reducción de gastos en fertilizantes y productos químicos para proteger las plantas.

El estudio de campo socio-agrícola, desarrollado en julio de 2002, mostró que la mayoría de los agricultores egipcios sabe de las posibilidades de utilizar lodos residuales secos. En efecto este tipo de lodos se utilizan en la agricultura de Egipto, sin embargo, la demanda es mayor que la oferta. Los problemas que mencionaron los agricultores y empresas de transporte pueden resolverse o aminorarse si se utiliza el método de conversión de lodos residuales. Además, entre los agricultores entrevistados hay interés considerable por los productos convertidos. Los lodos residuales convertidos podrían tener éxito en el mercado si se les promueve por medio de campañas de información o por medio de asesoría individual.

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