ricaRevista internacional de contaminación ambientalRev. Int. Contam.
Ambient0188-4999Universidad Nacional Autónoma de México, Centro de Ciencias de la Atmósfera10.20937/RICA.5354500003ArtículosPRODUCCIÓN DE BIOGÁS MEDIANTE CODIGESTIÓN DE ESTIÉRCOL BOVINO Y
RESIDUOS DE COSECHA DE TOMATE ( Solanum lycopersicum
L.)BIOGAS PRODUCTION THROUGH CO-DIGESTION OF CATTLE WASTE AND
AGRICULTURAL RESIDUES OF TOMATO CULTIVATION ( Solanum
lycopersicum L.)Castro RiveraRigoberto1Solís ObaMaría Myrna1*Chicatto GasperínVanesa1Solís ObaAída2Instituto Politécnico Nacional, Centro de
Investigación en Biotecnología Aplicada, km 1.5 carretera estatal Santa Inés
Tecuexcomac-Tepetitla, 90700 Tepetitla de Lardizábal, Tlaxcala,
MéxicoInstituto Politécnico NacionalInstituto Politécnico NacionalCentro de Investigación en Biotecnología
AplicadaTepetitla de LardizábalTlaxcalaMexicoInstituto Politécnico Nacional, Centro de
Investigación en Biotecnología Aplicada, km 1.5 carretera estatal Santa Inés
Tecuexcomac-Tepetitla, 90700 Tepetitla de Lardizábal, Tlaxcala,
MéxicoInstituto Politécnico NacionalInstituto Politécnico NacionalCentro de Investigación en Biotecnología
AplicadaTepetitla de LardizábalTlaxcalaMexicomyrobatlx@yahoo.com.mxUniversidad Autónoma Metropolitana Unidad
Xochimilco, Calz. del Hueso 1100, Tlalpan, Colonia Villa Quietud, 04960 Ciudad
de México, MéxicoUniversidad Autónoma
MetropolitanaUniversidad Autónoma MetropolitanaXochimilcoCiudad de MéxicoMexico
Autora para correspondencia:
myrobatlx@yahoo.com.mx0820203635295390102201901092019Este es un artículo publicado en acceso abierto bajo una licencia
Creative CommonsRESUMEN
La digestión anaeróbica es una alternativa para reducir problemas de
contaminación que puede ocasionar el almacenamiento de residuos a cielo abierto,
como es el caso del estiércol y residuos de cosecha; además, es una opción para
la generación de energía por la obtención de biogás combustible. El objetivo del
trabajo fue evaluar la codigestión de estiércol bovino con residuos de cosecha
de tomate. Se utilizó un diseño completamente al azar con arreglo factorial 2 ×
2, con dos niveles de estiércol (20 y 50 %) y dos niveles de pH inicial (6.8 y
7.5). Se encontró que al ajustar el pH inicial a 7.5 usando 20 o 50 % de
estiércol, se duplicó la producción total de biogás y de metano, respecto a la
obtenida en los digestores que iniciaron a pH 6.8. En los digestores donde se
utilizó 50 % de estiércol y 50 % de residuos de cosecha de tomate, se alcanzó un
contenido de metano de 45 %, que es el mínimo para utilizarse como combustible;
empleando 20 % de estiércol y 80 % de residuos de cosecha de tomate se produjo
de 35 a 37 % de metano. La proporción 50:50 estiércol:residuos de cosecha de
tomate, con ajuste de pH inicial a 7.5, fue el mejor sistema para producir
biogás combustible. El total de los digestatos producidos no presentaron
fitotoxicidad en la prueba de germinación con semillas de lechuga y los
contenidos de coliformes y salmonella estuvieron por debajo de los indicados en
la norma NOM 004-SEMARNAT.
ABSTRACT
Anaerobic digestion is an alternative to reduce pollution problems due to the
open sky disposal of waste, such as manures and agricultural residues; besides,
it is an option for the generation of alternative energies due to biogas
production. The aim of this work was to evaluate the co-digestion of cattle
waste with tomato crop residues. The experimental design was completely
randomized under a 2 × 2 factorial arrangement, considering two levels of manure
(20 and 50 %) and two pH initial levels (6.8 and 7.5). It was found that by
adjusting the pH to 7.5 using 20 or 50 % manure, the total production of biogas
and methane increased 100 %, compared to that obtained in digesters starting at
pH 6.8. In digesters where 50 % of manure and 50 % of tomato crop residues were
used, the methane content reached 45 %, which is the minimum to be used as
combustible. The use of 20 % manure and 80% tomato crop residues produced 35 to
37 % methane. The 50:50 proportion manure:tomato residues best treatment was in
with pH adjust at 7.5 . The resulting digestate did not present phytotoxicity in
the test with lettuce seeds, and its coliform and salmonella was below those
indicated in standard NOM 004-SEMARNAT.
La digestión anaerobia es una tecnología para el tratamiento de residuos orgánicos
que no sólo permite dar solución a su manejo, sino que también permite reducir las
emisiones de gases de efecto invernadero y aprovechar su potencial energético para
la producción de biogás (Sarabia et al. 2017,
Campos-Montiel et al. 2018). La producción
de biogás mediante digestión anaerobia es una opción sostenible al uso de
combustibles fósiles, ya que además de representar una fuente alterna de energía,
acarrea múltiples beneficios ambientales, como el uso de residuos agrícolas y
animales, que si se eliminan inadecuadamente ocasionan problemas de contaminación
(Berglund y Bórjesson 2006).
La digestión anaerobia es un proceso microbiano en el que bacterias fermentativas y
acetogénicas, junto con arqueas metanogénicas, convierten la materia orgánica en
dióxido de carbono y metano (Ershad y Martin
2016). Este proceso se puede dividir en cuatro fases de degradación:
hidrólisis, acidogénesis, acetogénesis y metanogénesis. Los procesos de metabolismo
microbiano dependen de diversos parámetros, los cuales deben ser controlados para
tener un proceso de digestión anaerobia óptimo. Entre estos parámetros destacan el
pH, tiempos de residencia, demanda química de oxígeno (DQO), sólidos totales,
sólidos volátiles, temperatura, concentración de sustrato, biomasa, tamaño de
partícula del sustrato y relación sustrato/inóculo (Esposito et al. 2012). Se han utilizado diversos sustratos para producir
biogás, como estiércol, lodos de plantas de tratamiento de aguas, residuos orgánicos
en los tiraderos de basura, residuos industriales y municipales, y residuos
agrícolas (Teniza-García et al. 2015).
El principal producto de la digestión anaeróbica es el biogás, que se compone
principalmente de metano y dióxido de carbono, pero también contiene impurezas como
sulfuro de hidrógeno (H2S) y amoniaco (NH3) (Deubleien y Steinhauser 2008). Si el biogás
contiene al menos 45 % de metano se considera combustible y por lo tanto es una
fuente de energía limpia y renovable (Ershad y
Martin 2016). Además del biogás se obtiene un subproducto llamado
digestato, que es una mezcla de materia orgánica parcialmente degradada, biomasa
microbiana y componentes inorgánicos. Por ser un producto rico en nutrientes, el
digestato se ha utilizado como fertilizante (Alburquerque et al. 2012) y ha demostrado incrementar la producción
agrícola aplicado directamente a semillas, de manera foliar o por fertirigación
(Oh et al. 2014).
En la mayor parte de los reportes donde se busca obtener metano por digestión
anaeróbica, se usa estiércol de diferentes orígenes; sin embargo, se han reportado
diversos trabajos en los que se ha evaluado la codigestión, que es la adición de
otro sustrato (del 10 al 50 % en peso seco) para mejorar los rendimientos de metano
en la digestión anaeróbica, ya que coadyuva suministrando nutrientes esenciales,
diluyendo el potencial tóxico de compuestos inhibidores, ajustando el contenido de
humedad y pH e incrementando el contenido de microorganismos que participan en el
proceso (Budiyono et al. 2014). Para la
codigestión se han utilizado diversos residuos tanto cárnicos como domésticos o
agrícolas, lodos de aguas residuales y estiércoles (Teniza-García et al. 2015).
El tomate (Solanum lycopersicum L.) es consumido en la actualidad,
posiblemente, en todo el planeta. La producción industrial de salsas y preparados de
tomate, así como los excesos o el deterioro de cosechas producen toneladas de
residuos de tomate que llegan a convertirse en un problema logístico y ambiental. En
la Unión Europea, por ejemplo, se generan cada año 300 millones de toneladas de
residuos de tomate y sólo en Florida, 400 000 t anuales (Cerem 2016).
El objetivo del presente trabajo fue evaluar la codigestión de estiércol bovino con
residuos de cosecha de tomate para la producción de biogás con al menos 45 % de
metano, mínimo requerido para que éste sea combustible.
MATERIALES Y MÉTODOSMateriales
Se obtuvieron 20 kg de estiércol fresco de ganado bovino de una granja de
traspatio productora de leche ubicada en Tepetitla de Lardizábal, Tlaxcala. La
dieta habitual que se le suministró a los animales fue pastura fresca. El
estiércol se llevó al Centro de Investigación en Biotecnología Aplicada (CIBA)
para su análisis y evaluación en las codigestiones.
Los residuos de cosecha de tomate fueron obtenidos de los invernaderos de Grupo
Xonacatzi, ubicado en Tepetitla de Lardizábal. Una vez que el productor colecta
el tomate, deja que la planta se seque y posteriormente la corta y apila este
material. De esta pila se colectaron 20 kg que consistieron en 45 % de hojas, 45
% de tallos y 10 % de tomate que no se comercializó por no cumplir con
especificaciones de calidad. Los residuos fueron llevados al CIBA para su
análisis y evaluación en las codigestiones. Los residuos de cosecha se molieron
y se tamizaron con una malla de 5 mm. En el cuadro I se presentan los análisis del estiércol y residuos de
tomate utilizados.
PROPIEDADES MEDIDAS AL ESTIÉRCOL BOVINO Y RESIDUOS DE COSECHA DE
TOMATE
Materias primas
Sólidos totales (%)
Sólidos volátiles (%)
pH inicial
Relación C/N
Estiércol
20.65
17.30
6.71
12.70
Residuos de cosecha de tomate
21.15
18.25
6.91
19.60
Con el fin de ajustar la relación C/N a 20/1, se utilizó un kilogramo de aserrín
madera de pino; para su pretratamiento se mantuvo en una bolsa de plástico negra
de tres litros durante dos semanas en condiciones de humedad del 70 %, a 25 ± 5
ºC.
Proceso de codigestión
Las codigestiones anaeróbicas se llevaron a cabo en digestores de plástico de
tres litros de capacidad (Fig. 1), con un
volumen de trabajo de 2.4 L, con 10 % de sólidos totales de base seca. Cada
digestor estaba equipado con una salida de gas en la parte superior y una salida
de líquido en la parte inferior para toma de muestras. Después del llenado de
los digestores, se burbujeó nitrógeno durante 5 min para eliminar el oxígeno
disuelto (Zhang 2012). Los digestores se
cerraron herméticamente y se mantuvieron durante 75 días a 30 ºC.
Digestor utilizado para las codigestiones de estiércol bovino y
residuos de cosecha de tomate
El proceso de digestión anaeróbica para la obtención de biogás combustible se
evaluó considerando dos procesos de codigestión: 1) utilizando 80 % de residuos
de cosecha de tomate con 20 % de estiércol bovino y 2) utilizando 50 % de
residuos de cosecha con 50 % de estiércol. Hay reportes como el de Kim y Kang (2015) que indican que la
codigestión de mezclas que contienen cantidades iguales de sustratos produce la
mayor cantidad de metano en comparación con el uso de sustratos individuales.
Teniza-García et al. (2015) indican
que las codigestiones se llevan a cabo usando mezclas del 10 al 50 % en peso de
los diferentes sustratos.
El pH de las mezclas iniciales de ambos procesos fue de 6.8. Dado que el pH
recomendado para favorecer la metanogénesis es de 6.7 a 7.5 y que a valores de
pH menores a 6.7 el proceso se suprime (Deubleien
y Steinhauser 2008), se evaluó la producción de biogás al pH de las
mezclas y ajustando el pH inicial a 7.5.
Las características de las mezclas de los diferentes tratamientos medidos al
inicio del proceso de digestión se indican en el cuadro II. A continuación se indican los parámetros medidos al
biogás y al digestato. Todos los análisis se llevaron a cabo en el Centro de
Investigación en Biotecnología Aplicada.
CONDICIONES INICIALES DE LAS MEZCLAS PARA EL PROCESO DE
CODIGESTIÓN EN LOS DIFERENTES TRATAMIENTOS EVALUADOS
Tratamiento
Estiércol (%)
Residuos de cosecha de tomate (%)
Sólidos totales (%)
Sólidos volátiles (%)
pH inicial
Relación C/N
V20
20
80
10
7.28
6.8
20
V20-1*
20
80
10
7.28
7.5
20
V50
50
50
10
6.58
6.8
20
V50-1*
50
50
10
6.58
7.5
20
*Se ajustó el pH inicial a 7.5
Medición del biogás
La medición de biogás se hizo de manera semanal, tomando muestras del digestor de
biogás en contenedores flexibles de 500 mL de capacidad. Se utilizó la ecuación
de gases ideales (Liebetrau et al. 2017)
para hacer la corrección correspondiente y reportar los datos en condiciones
normales de presión y temperatura (25 ºC y 1 atm).
Cuantificación de metano en el biogás
La determinación de metano y dióxido de carbono en el biogás se realizó por
cromatografía de gases (Teniza-García et al.
2015). Se utilizó un equipo Hewlett Packard modelo 6890 (EUA) con
detector de conductividad térmica (TCD) y columna capilar GS-Carbon Plot, con
nitrógeno como gas acarreador. Se utilizaron los siguientes parámetros: detector
a 250 ºC, inyector a 250 ºC, la rampa de temperatura inicial del horno a 30 ºC
con incrementos de 50 ºC por minuto hasta 250 ºC. Como estándar se usó gas
natural.
Caracterización física y química del digestato
Al efluente se le hicieron los siguientes análisis:
El pH se midió con medidor pH metro, marca Orion modelo 410 A, según
la Norma Mexicana NMX-AA-008-SCFI-2016 (SE 2016).
Para medir la humedad, los sólidos totales y los sólidos volátiles se
utilizó una estufa Felisa, modelo FE-131D, según la Norma Mexicana
NMX-AA-034-SCFI-2001 (SE
1989).
La relación carbono/nitrógeno (C/N) se determinó con el analizador
elemental Perkin Elmer 2400 CHN (EUA) según lo indicado por Teniza-García et al. (2015).
Los ácidos grasos volátiles (AGV) (ácido acético, propiónico,
butírico, isobutírico y valerico) se determinaron en un cromatógrafo
de gases Hewlett Packard modelo 7240 provisto de un detector de
ionización de flama de acuerdo con la metodología de Teniza-García et al. (2015).
La prueba de fitotoxicidad se realizó utilizando semillas de lechuga,
de acuerdo con Tiquia et al.
(1996).
La cuantificación de coliformes y Salmonella sp. se
llevó a cabo de acuerdo con lo indicado en la Norma Oficial Mexicana
NOM-004-SEMARNAT-2002 (SEMARNAT
2003).
Diseño experimental y análisis estadístico
El diseño experimental fue completamente al azar, con arreglo factorial (2 × 2),
con tres con tres repeticiones por tratamiento. Los factores fueron dos niveles
de cantidad de estiércol adicionado (20 y 50 % en base seca) y dos niveles de pH
(6.8 y 7.5). En todos los casos la relación C/N se ajustó a 20. Los datos
obtenidos se ordenaron semanalmente y con ello se hicieron comparaciones de
medias mediante el procedimiento PROC GLM del programa SAS/STAT (2002) y la prueba de Tukey (p ≤ 0.05) para
determinar si había diferencias significativas entre los tratamientos.
RESULTADOSCaracterización de las mezclas de digestión
En los cuadros I y II se muestra la caracterización del estiércol bovino, de
los residuos de cosecha de tomate y de las mezclas con las que se alimentaron
los digestores. Esta caracterización es importante, ya que hay varios parámetros
que se deben cuidar para favorecer la producción de metano. Se determinó que la
relación de sólidos volátiles (SV) respecto a sólidos totales (ST) de todas las
mezclas era de aproximadamente 70 % (Cuadro
II). El contenido de sólidos volátiles es importante porque se
considera como el primer indicador del potencial de los sustratos para generar
metano; un contenido de SV mayor al 50 % es adecuado para que se lleve a cabo la
digestión anaerobia para la producción de metano (Ren et al. 2003).
El pH de alimentación influye en el crecimiento de los microorganismos
metanogénicos y afecta la disociación de algunos componentes importantes para
los procesos de digestión anaerobia, como el amoniaco, ácidos orgánicos y
sulfuro. A pH de 6.7 a 7.5 se favorece la formación de metano (Deubleien y Steinhauser 2008). La
metanogénesis se favorece con relaciones de C/N de 20/1 a 30/1, porque esta
relación C/N beneficia el adecuado crecimiento de los microorganismos; el
carbono es necesario como fuente de energía y el nitrógeno para la construcción
de estructuras celulares (Budiyono et al.
2014). En el cuadro I se
observa que los residuos de cosecha de tomate tienen una relación C/N mayor que
la del estiércol, así como mayor contenido de sólidos.
<italic>Proceso de digestión del tratamiento V20</italic>
El proceso de digestión V20 inició a pH 6.8 (Fig. 2) y disminuyó a 5.93 al día 15. A partir del día 30 se fue
incrementando hasta finalizar en 7.24 al día 75. Se puede relacionar la
disminución en los valores de pH con el inicio de la formación de ácidos
grasos volátiles, los cuales se detectaron desde la primera semana y hasta
el día 60.
Cambio de pH, producción de biogás y metano durante la
codigestión de 20 % de estiércol bovino y 80 % de residuos de
cosecha tomate, pH inicial 6.8 (V20)
La producción de biogás y metano se detectó a partir de la segunda semana del
inicio del proceso hasta el día 28. Su velocidad de formación, calculada
como la pendiente de la gráfica de producción vs tiempo fue de 0.035 L
biogás/día y 0.021 L metano/día; del día 28 al día 35 la velocidad de
formación se incrementó a 0.11 L biogás/día y 0.05 L metano/día; después del
día 45 la producción de ambos gases se mantuvo constante. Se tuvo una
producción total de 2.4 L de biogás y 0.9 L de metano con 37.5 % de este
último (Fig. 2). El contenido de metano
no alcanzó el 45 %, que es el mínimo para que se considere que el biogás es
combustible (Deubleien y Steinhauser
2008).
El incremento observado en la formación de biogás y metano del día 30 al día
45 fue consistente con un aumento en el porcentaje de consumo de sólidos
volátiles, el cual se registró a partir del día 30, posiblemente porque los
sólidos volátiles representan la materia orgánica biodegradable (Kwon y Lee 2004). También se puede
relacionar el incremento en la producción de metano con el incremento en los
valores de pH a partir del día 30, lo que favoreció el desarrollo de las
arqueas metanogénicas (Ningning et al.
2015).
Se cuantificaron los siguientes ácidos grasos volátiles (AGV): acético,
propiónico, butírico, isobutírico y valérico. Se ha reportado que los AGV
deben estar dentro de ciertos límites para que no se inhiba el proceso de
digestión, ya que valores mayores de estos ácidos pueden inhibir el
crecimiento de las bacterias metanogénicas (Demirel y Yenigun 2002). El ácido isobutírico no debe ser mayor
de 300 mg/L, el valérico de 200 mg/L (Hill y
Holmberg 1988), el acético de 1600 mg/L y el propiónico de 950
mg/L.
En el tratamiento V20 las concentraciones más altas de AGV registradas
durante el proceso de codigestión fueron las siguientes: ácido butírico, 45
mg/L; ácido acético, 19 mg/L; ácido propiónico, 16 mg/L; ácido valérico, 20
mg/L, y ácido isobutírico, 5 mg/L. El ácido que se encontró en mayor
concentración fue el butírico, uno de los AGV que se producen de manera
normal en digestiones anaerobias. Franke-Whittle et al. (2014) detectaron una mayor producción de
los ácidos butírico y valérico en la digestión de residuos de tomate
procesado. En todos los tratamientos se cuantificaron cantidades de estos
ácidos que no sobrepasaron los límites recomendados, por lo que se puede
decir que no hubo inhibición por AGV.
<italic>Proceso de digestión del tratamiento V20-1</italic>
De manera similar al comportamiento del pH en los digestores del tratamiento
V20, en los digestores del tratamiento V20-1 se observó un descenso en los
valores de pH en las dos primeras semanas y posteriormente empezó a
incrementar; desde el día 28 y hasta el final del proceso (día 75) el pH se
mantuvo entre 7.5 y 7.55 (Fig. 3),
favoreciendo así la producción de metano (Deubleien y Steinhauser 2008). El valor del pH se estabilizó en
éste y en los demás tratamientos a pesar de la producción de ácidos grasos
volátiles durante la digestión. Lo anterior se puede explicar porque los
componentes alcalinos presentes en el estiércol bovino neutralizan el pH,
generando un efecto amortiguador (buffer) (Zhang et al. 2013).
Cambio de pH, producción de biogás y metano durante la
codigestión de 20 % de estiércol bovino y 80 % de residuos de
cosecha de tomate, pH inicial 7.5 (V20-1)
La producción tanto de biogás como de metano se llevó a cabo a velocidad
constante desde el inicio del proceso, siendo de 0.069 y 0.028 L/día,
respectivamente. La formación total de biogás fue de 5.4 L y la de metano de
2 L (Fig. 3); esto es, la producción
total de biogás aumentó 120 % y la de metano 100 % respecto al tratamiento
V20, donde no se hizo ajuste del pH al inicio del proceso. Sin embargo, en
los digestores V20-1 el contenido de metano también fue menor al 45 %, por
lo que no se considera inflamable (Deubleien
y Steinhauser 2008). La reducción de sólidos volátiles fue mayor
que la observada en los digestores V20 (Cuadro III), lo cual indica que hubo mayor descomposición de la
materia orgánica durante la digestión (Kwon
y Lee 2004).
RESULTADOS DE LA CODIGESTIÓN DE ESTIÉRCOL BOVINO Y RESIDUOS
DE COSECHA DE TOMATE EN LOS DIFERENTES TRATAMIENTOS
Digestor
Biogás total (L)
Metano total (L)
Metano (%)
Reducción de sólidos volátiles (%)
Rendimiento (L de metano/kg de sólidos
volátiles)
V20
2.4 ± 0.12d
0.9 ± 0.3d
35.60 ± 0.1b
21.18 ± 0.16b
23.53 ± 1.15c
V20-1
5.4 ± 0.53c
2.0 ± 0.16c
37.08 ± 6.6ab
34.21 ± 0.12b
22.91 ± 0.11c
V50
7.9 ± 0.60b
3.6 ± 0.83b
45.71 ± 1.4a
51.89 ± 0.60a
46.90 ± 1.91b
V50-1
13.0 ± 0.46a
6.0 ± 0.13a
46.16 ± 1.5a
48.72 ± 0.54a
72.93 ± 1.69a
Literales diferentes en columnas indican que existe
diferencia estadística (p < 0.05); valores promedios ±
desviación estándar, n = 3
En este tratamiento la producción de AGV inició también desde el principio
del proceso y continuó hasta el día 60. Los valores medidos más altos
fueron: ácido butírico, 105 mg/L; ácido acético, 52 mg/L; ácido propiónico,
245 mg/L; ácido valérico, 57 mg/L, y ácido isobutírico, 38 mg/L. Ninguno de
estos ácidos se produjo en cantidades que pudieran inhibir el proceso de
digestión.
<italic>Proceso de digestión del tratamiento V50</italic>
El pH inicial de los digestores en el tratamiento V50 fue de 6.8 y no se
registró descenso de este valor. A pesar de que desde el inicio de la
digestión se detectaron AGV, el pH se mantuvo entre 6.8 y 7.5 durante toda
la digestión (Fig. 4). La presencia de
una mayor cantidad de estiércol en comparación con las digestiones
anteriores (V20 y V20-1), favoreció la neutralización natural de los ácidos
generados en la digestión anaerobia. Al momento de cargar los digestores se
cuantificaron valores elevados de ácidos grasos volátiles, principalmente
ácido acético (783 mg/L) y propiónico (627 mg/L). Posteriormente, las
cantidades de ácidos descendieron y se mantuvieron en niveles bajos (menores
a 50 mg/L) durante el resto de la digestión, favoreciendo que el pH se
mantuviera ligeramente alcalino y por lo tanto favoreciera la metanogénesis.
Page (2012) reportó valores
iniciales elevados de ácidos grasos en estiércol bovino, principalmente
ácido fórmico, propiónico, acético y butírico, y en algunos casos contenido
de ácido acético de hasta 5 g/L.
Cambio de pH, producción de biogás y metano durante la
codigestión de 50 % de estiércol bovino y 50 % de residuos de
cosecha de tomate, pH inicial 6.8 (V50)
La producción de biogás y metano inició desde el primer día a una velocidad
de 0.19 y 0.09 L/día, respectivamente, hasta el día 35; posteriormente, la
velocidad de formación de ambos disminuyó a 0.034 L biogás/día y 0.015 L
metano/día (Fig. 4). La producción
total de biogás fue de 7.9 L y la de metano de 3.6 L, cantidades mayores en
230 y 300 %, respectivamente, a las obtenidas en el tratamiento V20, y 200 y
80 % mayores, respectivamente, en relación con el tratamiento V20-1. El
contenido total de metano a partir del día 42 fue de al menos 45 % de
metano, por lo que este biogás es combustible (Deubleien y Steinhauser 2008).
<italic>Proceso de digestión del tratamiento V50-1</italic>
En el proceso de digestión del tratamiento V50-1 se hizo un ajuste inicial
del pH a 7.5. Al principio del proceso este parámetro disminuyó por la
formación de AGV y posteriormente se incrementó. A partir del día 21, el pH
fue ligeramente alcalino hasta el final del proceso (Fig. 5), probablemente por los sistemas amortiguadores
presentes en el estiércol bovino, como se explicó para el tratamiento V50.
La producción de biogás y metano se registró desde el inicio; la velocidad
del primero fue de 0.32 L biogás/día hasta el día 21, y posteriormente de
0.11 L biogás /día. En el caso del metano, la producción fue constante a una
velocidad de 0.08 L metano/día. La producción total fue de 13 L de biogás
con 6 L de metano, es decir, se obtuvo el doble de biogás y metano totales
en comparación con el tratamiento V50. Al igual que en este último, en este
caso el contenido de metano fue mayor al 45 % desde el día 42, por lo que el
biogás obtenido es combustible según Deubleien y Steinhauser (2008).
Cambio de pH, producción de biogás y metano durante la
codigestión de 20 % de estiércol bovino y 80 % de residuos de
cosecha de tomate, pH inicial 7.5 (V50-1)
Los valores más altos registrados para los AGV fueron: ácido acético, 392
mg/L; ácido butírico, 340 mg/L; ácido propiónico, 194 mg/L, y ácido
valérico; 86 mg/L. No hubo inhibición por AGV.
Comparación de tratamientos
En el cuadro III se resume la producción
promedio y desviación estándar de biogás y metano obtenidos en cada tratamiento,
así como los resultados del análisis estadístico (Tukey; p < 0.05). El mejor
tratamiento es el V50-1, ya que estadísticamente (p < 0.05) se obtuvo la
mayor cantidad total de biogás y de metano, así como el mayor rendimiento;
además, en estas condiciones se pueden usar ambos residuos para la obtención de
energía alterna. Si no se hace el ajuste del pH (V50) también se obtiene biogás
combustible, pero en cantidad menor que con el ajuste de dicho parámetro a 7.5.
En el cuadro IV se muestra el análisis
factorial de los resultados obtenidos en las codigestiones.
ANÁLISIS FACTORIAL DE LOS RESULTADOS OBTENIDOS DE LA CODIGESTIÓN
USANDO DIFERENTES CONCENTRACIONES DE ESTIÉRCOL Y VALORES DE pH
INICIAL
Factor
Biogás total (L)
Metano total (L)
Metano (%)
Reducción de sólidos volátiles (%)
Rendimiento (L de metano/kg de sólidos
volátiles)
Estiércol (%)
20
3.88 a*
1.46b*
36.34b*
27.69b*
23.21b*
50
10.45a
4.78a
45.94a
50.29a
59.94a
pH
6.8
5.1b
2.22b
40.54b
36.51b
35.22b
7.5
9.2a
4.01a
41.74a
41.47a
47.92a
Estiércol (%)
**
**
**
**
**
pH
**
**
**
**
**
Interacción
**
**
NS
**
**
Literales diferentes en las columnas indican que existe
diferencia estadística (Tukey p < 0.05)
* p = 0.05, **p = 0.01; NS: no significativo (p > 0.05)
<italic>Análisis del digestato</italic>
Durante la digestión anaerobia se genera, además del biogás, el digestato,
que es rico en nutrientes y puede utilizarse como fertilizante (Gene et al. 2010). Adicionalmente se
evaluó el digestato generado en cada codigestión y se comparó con los
parámetros de pH, relación C/N, contenido de coliformes y salmonella como
indica la norma Norma Técnica Ambiental NTA-006-SMA-RS-2006 (SEMARNAT 2006), la cual establece los
requisitos para la producción de mejoradores de suelos elaborados a partir
de residuos orgánicos. En el cuadro V
se muestran los resultados obtenidos del análisis de digestatos.
EVALUACIÓN DEL DIGESTATO OBTENIDO EN CADA TRATAMIENTO
Tratamiento
V20
V20-1
V50
V50-1
NTA-006-SMA-RS-2006 (SEMARNAT 2006)
pH
7.24 ± 0.33b*
7.68 ± 0.05a*
7.56 ± 0.09a*
7.75 ± 0.03a*
6.5-8-0
C/N
10.8 ± 0.04b
14.1 ± 1.1a
14.0 ± 0.28a
14.5 ± 0.64a
< 12
IG (%)
99b
130a
132a
135a
> 75%
Coliformes
210b
460a
150c
210b
< 1000
Salmonella
Negativo
Negativo
Negativo
Negativo
Negativo
Literales diferentes en columnas indican que existe
diferencia estadística (p < 0.05); valores promedios ±
desviación estándar, n = 3
IG: índice de germinación
El pH de todos los digestatos está dentro de los parámetros indicados en la
NTA-006-SMA-RS-2006 (SEMARNAT 2006).
En cuanto a la relación C/N, únicamente el digestato del tratamiento V20-1
se encuentra dentro de lo establecido por la norma; en el resto de los
tratamientos dicha relación es mayor.
Índice de germinación (IG)
Se determinó el índice de germinación (IG) de la parte líquida de los digestatos.
Para que un efluente se considere no fitotóxico el IG debe ser mayor al 80 %, y
se dice que presenta efecto inductor si este parámetro es mayor a 120 % (Tiquia et al. 1996). La parte líquida de
los digestatos obtenidos de todos los tratamientos no fueron fitotóxicos;
además, se observó que los provenientes de V20-1, V50 y V50-1 (Cuadro V) estimularon la elongación
radicular de las plántulas de lechuga. Los análisis microbiológicos de todos los
digestatos cumplen con límites permisibles en la Norma Técnica Ambiental
NTA-006-SMA-RS-2006 (SEMARNAT 2006).
El digestato proveniente de cualquiera de las mezclas de residuos de cosecha de
tomate y estiércol bovino puede utilizarse como fertilizante. En este caso no
hay diferencia si se ajusta o no el pH, o si se adiciona 20 o 50 % de estiércol.
Se recomiendan los tratamientos V50 y V50-1, ya que además de producirse biogás
combustible, el digestato es adecuado para utilizarse como fertilizante.
Diversos autores atribuyen efectos positivos al digestato en el desarrollo de
las plantas debido a su alto contenido de macronutrientes como N (0.03 a 0.08
%), P (0.02-0.07 %) y K (0.05-1.4 %). Además de los macronutrientes, algunos
autores han reportado la presencia de fitorreguladores como ácido giberélico,
ácido indol acético y ácido abscísico (Möller y
Muller 2012, Feng et al.
2011).
También se ha reportado que durante los procesos de digestión anaeróbica se
reduce la cantidad de coliformes, Salmonella y huevos de
helminto (Atenodoro-Alonso et al. 2015),
lo cual implica que la digestión anaeróbica favorece el control de
microorganismos dañinos para el ser humano. En ninguno de los digestatos (Cuadro V) se cuantificaron cantidades de
patógenos superiores a lo permitido por la norma, por lo que pueden usarse como
fertilizantes.
DISCUSIÓN
Se ha reportado que el pH es uno de los factores que más influye en la producción de
metano durante los procesos de digestión anaeróbica, y el intervalo de pH óptimo
para el desarrollo de microrganismos formadores de metano es de alrededor de
6.7-7.5. Sólo se ha reportado que Methanosarcina sp. es generadora
de metano a valores de pH menores a 6.5, mientras que en los demás microorganismos
metanogénicos, el proceso de metanogénesis se inhibe a pH menores de 6.7 (Deublein y Steinhauser 2008). En el caso del
tratamiento V20, el valor promedio del pH disminuyó desde la primera semana hasta el
día 50 a valores menores a 6.7, lo cual explica la baja producción de biogás y
metano. En el caso del tratamiento V20-1, si bien hubo una disminución del pH en la
segunda semana a valores menores a 6.7, éste se incrementó a partir de la tercera
semana, por lo que la producción de biogás y metano se duplicó respecto a V20. Sin
embargo, en estos tratamientos el contenido de metano fue del 37 %, por lo que el
biogás no se considera combustible. Para los tratamientos V50 y V50-1, los valores
de pH se incrementaron desde la primera semana y hasta el final del proceso, lo cual
favoreció en todo momento a las bacterias metanogénicas, por lo que al final se
obtuvieron contenidos de metano superiores al 45 %. Adicionalmente, también pudo
influir en el control del pH el sistema regulador de bicarbonatos que se presenta de
manera natural en el estiércol bovino, debido al metabolismo de fermentación del
acetato para generar metano y carbonatos, así como al sistema amortiguador
amoniaco/amonio que también se presenta en el estiércol (Zhang et al. 2013). Al adicionar más estiércol que en las
digestiones V20 y V20-1 se favoreció de manera natural un equilibrio entre los
componentes ácidos generados en la digestión anaerobia.
Se ha reconocido que la alimentación a los digestores únicamente con estiércol no es
la manera más eficiente para producir biogas, debido a su deficiencia en carbono
(Esposito et al. 2012). Wu et al. (2010) explican que Hills y Roberts (en 1981) y posteriormente
Hashimoto (en 1983) destacaron que la adición de residuos agrícolas incrementa la
relación C/N y disminuye el riesgo de que se produzca una inhibición del proceso de
digestión por la formación de amonio, lo cual incrementa la producción de metano. La
codigestión de estiércol con residuos agrícolas se ha probado en diversos estudios;
por ejemplo, Trujillo et al. (1993) ensayaron
la codigestión de mezclas de residuos de plantas de tomate con estiércol de conejo,
y concluyeron que la adición de residuos de plantas de tomate no tiene influencia en
la producción de biogás, pero si en la concentración de metano. Callaghan et al. (2002) encontraron que durante
la codigestión anaerobia de estiércol de bovino con 20 a 50 % de residuos de frutas,
el rendimiento de metano se incrementó de 230 a 450 L/kg de sólidos volátiles. Otros
autores lograron un aumento en la producción de biogás y su contenido de metano al
llevar a cabo la codigestión de estiércol de cerdo con rastrojo de maíz, paja de
avena y paja de trigo (Wu et al. 2010).
El análisis factorial (Cuadro IV) muestra que
tanto la cantidad de estiércol como el pH influyeron en todas las variables
evaluadas en la producción de biogás y metano, así como en el rendimiento de este
último y en la reducción de sólidos volátiles. La única variable en que la
interacción de la concentración de estiércol y pH no tuvo efecto fue en el
porcentaje de metano del biogás.
CONCLUSIONES
La codigestión anaeróbica es una opción para el aprovechamiento de residuos de
cosecha de tomate y estiércol de ganado bovino, ya que mediante este proceso es
factible obtener energía alternativa por la producción de biogás combustible. Se
recomienda utilizar una codigestión con 50 % de estiércol y 50 % de residuos de
tomate, haciendo un ajuste inicial de pH a 7.5. La adición de residuos de tomate
favoreció la relación C/N y por lo tanto el proceso de digestión anaeróbica.
AGRADECIMIENTOS
Se agradece al Consejo Nacional de Ciencia y Tecnología por la beca otorgada a la
alumna Vanesa Chicatto Gasperín. Los autores agradecen a grupo Xonacatzi por el
apoyo brindado al permitir el uso de sus instalaciones para el desarrollo del
proyecto.
REFERENCIASAlburquerque J., de la Fuente C., Ferrer-Costa A., Carrasco L.,
Cegarra L., Abad M. y Bernal M. (2012). Assessment of the fertilizer potential
of digestates from farm and agroindustrial residues. Biomass Bioenerg. 40,
181-189. https://doi.org/10.1016/j.biombioe.2012.02.018AlburquerqueJ.de la FuenteC.Ferrer-CostaA.CarrascoL.CegarraL.AbadM.BernalM.2012Assessment of the fertilizer potential of digestates from farm
and agroindustrial residuesBiomass Bioenerg.40181189https://doi.org/10.1016/j.biombioe.2012.02.018Atenodoro-Alonso J., Ruiz-Espinoza J.E., Alvarado-Lassman A.,
Martínez-Sibaja A., Martínez-Delgadillo S.A. y Méndez-Contreras J.M. (2015).
Mejoramiento de la degradabilidad anaerobia y parámetros cinéticos de la
inactivación de patógenos de lodos residuales usando pre- y post tratamiento
térmico parte 2. Rev. Mex. Ing. Quim. 14, 311-319.Atenodoro-AlonsoJ.Ruiz-EspinozaJ.E.Alvarado-LassmanA.Martínez-SibajaA.Martínez-DelgadilloS.A.Méndez-ContrerasJ.M.2015Mejoramiento de la degradabilidad anaerobia y parámetros
cinéticos de la inactivación de patógenos de lodos residuales usando pre- y
post tratamiento térmico parte 2Rev. Mex. Ing. Quim.14311319Berglund M. y Bórjesson P. (2006). Assessment of energy performance
in the life-cycle of biogas production. Biomass Bioenerg. 30, 254-266.
https://doi.org/10.1016/j.biombioe.2005.11.011BerglundM.BórjessonP.2006Assessment of energy performance in the life-cycle of biogas
productionBiomass Bioenerg.30254266https://doi.org/10.1016/j.biombioe.2005.11.011Budiyono B., Nyoman W.I., Seno J. y Sunarso S. (2014). Increasing
biogas production rate from cattle manure using rumen fluid as inoculums. Inter.
J. Basic. Appl. 6 (1), 31-38.
https://doi.org/10.12777/ijse.6.1.31-38BudiyonoB.NyomanW.I.SenoJ.SunarsoS.2014Increasing biogas production rate from cattle manure using rumen
fluid as inoculumsInter. J. Basic. Appl.613138https://doi.org/10.12777/ijse.6.1.31-38Callaghan F.J., Wase D.A., Thayanithy K. y Forster C.F. (2002).
Continous codigestion of cattle slurry with fruit and vegetable wastes and
chicken manure. Biomass Bioenerg. 22 (1), 71-77.
https://doi.org/10.1016/S0961-9534(01)00057-5CallaghanF.J.WaseD.A.ThayanithyK.ForsterC.F.2002Continous codigestion of cattle slurry with fruit and vegetable
wastes and chicken manureBiomass Bioenerg.2217177https://doi.org/10.1016/S0961-9534(01)00057-5Campos-Montiel R.G., del Razo-Rodríguez O.E., Almaraz-Buendía I.,
Ramírez-Bribiesca E., Soriano-Robles R., Salinas-Martínez J.A., Arias-Margarito
L. y González-Muñoz S.S. (2018). Bioconversión de desperdicios vegetales a
biogás a partir de microorganismos ruminales. Rev. Int. Contam. Ambie. 34 (1),
149-155. https://doi.org/10.20937/RICA.2018.34.01.13Campos-MontielR.G.del Razo-RodríguezO.E.Almaraz-BuendíaI.Ramírez-BribiescaE.Soriano-RoblesR.Salinas-MartínezJ.A.Arias-MargaritoL.González-MuñozS.S.2018Bioconversión de desperdicios vegetales a biogás a partir de
microorganismos ruminalesRev. Int. Contam. Ambie.341149155https://doi.org/10.20937/RICA.2018.34.01.13Cerem (2016). Tomates eléctricos. Cerem International Business
School [en línea]. https://www.cerem.mx/blog/tomates-electricos 01/07/19.Cerem2016Tomates eléctricosCerem International Business Schoolhttps://www.cerem.mx/blog/tomates-electricos01/07/19Demirel B. y Yenigun O. (2002). The effects of change in volatile
fatty acid (VFA) composition on methanogenic up flow filter reactor (UFAF)
performance. Environ. Technol. 23, 1179-1187.
https://doi.org/10.1080/09593332308618336DemirelB.YenigunO2002The effects of change in volatile fatty acid (VFA) composition on
methanogenic up flow filter reactor (UFAF) performanceEnviron. Technol.2311791187https://doi.org/10.1080/09593332308618336Deubleien D. y Steinhauser A. (2008). Biogas from waste and
renewable resources. 2nd ed. Wiley-VCH, Alemania, 578 pp.DeubleienD.SteinhauserA.2008Biogas from waste and renewable resources2nd Wiley-VCHAlemania578578Ershad U.K. y Martin A.R. (2016). Review of biogas digester
technology in rural Bangladesh. Renew. Sustain. Ener. Rev. 62, 247-259.
https://doi.org/10.1016/j.rser.2016.04.044ErshadU.K.MartinA.R.2016Review of biogas digester technology in rural
BangladeshRenew. Sustain. Ener. Rev.62247259https://doi.org/10.1016/j.rser.2016.04.044Esposito G., Frunzo L., Giordano A., Liotta F., Panico A. y Pirozzi
F. (2012). Anaerobic co-digestion of organic wastes. Rev. Environ. Sci.
Biotechnol. 11 (4), 325-341.
https://doi.org/10.1007/s11157-012-9277-8EspositoG.FrunzoL.GiordanoA.LiottaF.PanicoA.PirozziF.2012Anaerobic co-digestion of organic wastesRev. Environ. Sci. Biotechnol.114325341https://doi.org/10.1007/s11157-012-9277-8Feng H., Qu G., Ning P., Xiong X., Jia L., Shi Y. y Zhang J. (2011).
The Resource Utilization of Anaerobic Fermentation Residue. Procedia Environ.
Sci. 11, 1092-1099.
https://doi.org/10.1016/j.proenv.2011.12.165FengH.QuG.NingP.XiongX.JiaL.ShiY.ZhangJ.2011The Resource Utilization of Anaerobic Fermentation
ResidueProcedia Environ. Sci.1110921099https://doi.org/10.1016/j.proenv.2011.12.165Franke-Whittle I.H., Walter A., Ebner C y Insama H. (2014).
Investigation into the effect of high concentrations of volatile fatty acids in
anaerobic digestion on methanogenic communities. Waste Manag. 34 (11),
2080-2089. https://doi.org/10.1016/j.wasman.2014.07.020Franke-WhittleI.H.WalterA.EbnerCInsamaH.2014Investigation into the effect of high concentrations of volatile
fatty acids in anaerobic digestion on methanogenic
communitiesWaste Manag.341120802089https://doi.org/10.1016/j.wasman.2014.07.020Gene D.I., Guocheng D. y Jian Ch. (2010). Sustainable bioenergy
bioprocessing: biomethane production, digestate as biofertilizer and as
supplemental feed in algae cultivation to promote algae biofuel
commercialization. J. Microbiol. Biochem Technol. 2, 100-106.
https://doi.org/10.4172/1948-5948.1000032GeneD.I.GuochengD.Ch.Jian2010Sustainable bioenergy bioprocessing: biomethane production,
digestate as biofertilizer and as supplemental feed in algae cultivation to
promote algae biofuel commercializationJ. Microbiol. Biochem Technol.2100106https://doi.org/10.4172/1948-5948.1000032Hill D.T. y Holmberg R.D. (1988). long chain volatile fatty acid
relationships in anaerobic digestion of swine. Waste. Biol. Waste. 23, 195-215.
https://doi.org/10.1016/0269-7483(88)90034-1HillD.T.HolmbergR.D.1988long chain volatile fatty acid relationships in anaerobic
digestion of swineWaste. Biol. Waste.23195215https://doi.org/10.1016/0269-7483(88)90034-1Kim J. y Kang C.M. (2015). Increased anaerobic production of methane
by co-digestion of sludge with microalgal biomass and food waste leachate.
Biores. Technol. 189, 409-412.
https://doi.org/10.1016/j.biortech.2015.04.028KimJ.KangC.M.2015Increased anaerobic production of methane by co-digestion of
sludge with microalgal biomass and food waste leachateBiores. Technol.189409412https://doi.org/10.1016/j.biortech.2015.04.028Kwon S.H. y Lee D.H. (2004). Evaluation of Korean food waste
composting with fed-batch operations I: using water extractable total organic
carbon content (TOCw). Process Biochem. 39 (1), 1183-1194.
https://doi.org/10.1016/S0032-9592(03)00233-4KwonS.H.LeeD.H.2004Evaluation of Korean food waste composting with fed-batch
operations I: using water extractable total organic carbon content
(TOCw)Process Biochem.39111831194https://doi.org/10.1016/S0032-9592(03)00233-4Liebetrau J., Reinelt T., Agostini A. y Linke B. (2017). Methane
emissions from biogas plants, methods for measurement, results, and effect on
greenhouse gas balance of electricity produced. Task report 37. IEA Bioenergy
[en linea]. https://www.ieabioenergy.com/wp-content/uploads/2018/01/Methane-Emission_web_end_small.pdf 28/06/19.LiebetrauJ.ReineltT.AgostiniA.LinkeB.2017Methane emissions from biogas plants, methods for measurement, results,
and effect on greenhouse gas balance of electricity produced. Task report
37IEA Bioenergyhttps://www.ieabioenergy.com/wp-content/uploads/2018/01/Methane-Emission_web_end_small.pdf28/06/19Möller K. y Müller T. (2012). Effects of anaerobic digestion on
digestate nutrient availability and crop growth: a review. Engin. Life Sci. 12,
242-257. https://doi.org/10.1002/elsc.201100085MöllerK.MüllerT.2012Effects of anaerobic digestion on digestate nutrient availability
and crop growth: a reviewEngin. Life Sci.12242257https://doi.org/10.1002/elsc.201100085Ningning Z., Tong Z., Dongxue Y., Gaihe Y., Xiaojiao W., Guangxin R.
y Yongzhong F. (2015). Effect of initial pH on anaerobic co-digestion of kitchen
waste and cow manure. Waste Manage. 38, 126-131.
https://doi.org/10.1016/j.wasman.2014.12.027NingningZ.TongZ.DongxueY.GaiheY.XiaojiaoW.GuangxinR.YongzhongF.2015Effect of initial pH on anaerobic co-digestion of kitchen waste
and cow manureWaste Manage.38126131https://doi.org/10.1016/j.wasman.2014.12.027Oh T.K., Shinogi Y., Lee S.J. y Choi B. (2014). Utilization of
biochar impregnated with anaerobically digested slurry as slow-release
fertilizer. J. Plant Nutr. Soil Sci. 177, 97-103.
https://doi.org/10.1002/jpln.201200487OhT.K.ShinogiY.LeeS.J.ChoiB.2014Utilization of biochar impregnated with anaerobically digested
slurry as slow-release fertilizerJ. Plant Nutr. Soil Sci.17797103https://doi.org/10.1002/jpln.201200487Page L.H. (2012). Effect of anaerobic dairy manure co-digestion and
effluent solid separation on volatile fatty acids during manure storage. Tesis
de Maestría. Purdue University, Indiana, EUA, 76 pp.PageL.H.2012Effect of anaerobic dairy manure co-digestion and effluent solid
separation on volatile fatty acids during manure storageMaestríaPurdue UniversityIndiana, EUAIndiana, EUA7676Ren N.Q., Liu M., Wang A.J., Ding J. y Hong, M. (2003). Organic
acids conversion in methanogenic - phase reactor of the two phase anaerobic
process. Environ Sci. 24, 89-93.Ren N.Q.Liu M.Wang A.J.Ding J.HongM.2003Organic acids conversion in methanogenic - phase reactor of the
two phase anaerobic processEnviron Sci.248993Sarabia M.A.M, Laines C.J.R., Sosa O.J.A., y Escalante E.E. (2017).
Producción de biogás mediante codigestión anaerobia de excretas de borrego y
rumen adicionadas con lodos procedentes de una planta de aguas residuales. Rev.
Int. Contam. Ambie. 33 (1), 109-116.
https://doi.org/10.20937/rica.2017.33.01.10SarabiaM.A.MLainesC.J.R.SosaO.J.A.EscalanteE.E.2017Producción de biogás mediante codigestión anaerobia de excretas
de borrego y rumen adicionadas con lodos procedentes de una planta de aguas
residualesRev. Int. Contam. Ambie.331109116https://doi.org/10.20937/rica.2017.33.01.10SAS/STAT (2002). User’s guide: Statistics versión 9.1 [en línea]. https://support.sas.com/documentation/onlinedoc/91pdf/sasdoc_91/stat_ug_7313.pdf 03/03/19.SAS/STAT2002User’s guide: Statistics versión 9.1https://support.sas.com/documentation/onlinedoc/91pdf/sasdoc_91/stat_ug_7313.pdf03/03/19SE (1989). Norma Mexicana NMX-AA-034-SCFI-2001. Análisis de agua.
Determinación de sólidos y sales disueltas en aguas naturales, residuales y
residuales tratadas. Método de prueba. Secretaría de Economía. Diario Oficial de
la Federación, 13 de diciembre.SE1989Norma Mexicana NMX-AA-034-SCFI-2001. Análisis de agua.
Determinación de sólidos y sales disueltas en aguas naturales, residuales y
residuales tratadas. Método de pruebSecretaría de Economía. Diario Oficial de la Federación, 13 de
diciembreSE (2016). Norma Mexicana NMX-AA-008-SCFI-2016. Análisis de agua.
Medición de pH en aguas naturales, residuales y residuales tratadas. Método de
prueba. Secretaría de Comercio y Fomento Industrial. Diario Oficial de la
Federación, 9 de septiembre.SE2016Norma Mexicana NMX-AA-008-SCFI-2016. Análisis de agua. Medición
de pH en aguas naturales, residuales y residuales tratadas. Método de
pruebaSecretaría de Comercio y Fomento Industrial. Diario Oficial de la
Federación, 9 de septiembreSEMARNAT (2003). Norma Oficial Mexicana NOM-004-SEMARNAT-2002.
Protección ambiental. Lodos y biosólidos. Especificaciones y límites máximos
permisibles de contaminantes para su aprovechamiento y disposición final.
Secretaría de Medio Ambiente y Recursos Naturales. Diario Oficial de la
Federación, 15 de abril.SEMARNAT2003Norma Oficial Mexicana NOM-004-SEMARNAT-2002. Protección
ambiental. Lodos y biosólidos. Especificaciones y límites máximos
permisibles de contaminantes para su aprovechamiento y disposición
finalSecretaría de Medio Ambiente y Recursos Naturales. Diario Oficial de la
Federación, 15 de abrilSEMARNAT (2006). Norma Técnica Ambiental NTA-006-SMA-RS-2006. Norma
Técnica Estatal Ambiental, que establece los requisitos para la producción de
los mejoradores de suelos elaborados a partir de residuos orgánicos. Secretaría
de Medio Ambiente y Recursos Naturales. Diario Oficial del Gobierno del Estado
Libre y Soberano de México, 9 de octubre.SEMARNAT2006Norma Técnica Ambiental NTA-006-SMA-RS-2006. Norma Técnica
Estatal Ambiental, que establece los requisitos para la producción de los
mejoradores de suelos elaborados a partir de residuos
orgánicosSecretaría de Medio Ambiente y Recursos Naturales. Diario Oficial del
Gobierno del Estado Libre y Soberano de México, 9 de octubreTeniza-García O., Solís-Oba M.M., Pérez-López M.E., González-Prieto
J.M. y Valencia-Vázquez R. (2015). Producción de metano utilizando residuos
cunícolas. Rev. Mex. Ing. Quim. 5, 321-334.Teniza-GarcíaO.Solís-ObaM.M.Pérez-LópezM.E.González-PrietoJ.M.Valencia-VázquezR.2015Producción de metano utilizando residuos
cunícolasRev. Mex. Ing. Quim.5321334Tiquia S.M., Tama N.F.Y. y Hodgkis I.J.S. (1996). Effects of
composting on phytotoxicity of spent pig-manure sawdust litter. Environ.
Pollution. 93 (3), 249-256.
https://doi.org/10.1016/S0269-7491(96)00052-8TiquiaS.M.TamaN.F.Y.HodgkisI.J.S.1996Effects of composting on phytotoxicity of spent pig-manure
sawdust litterEnviron. Pollution.933249256https://doi.org/10.1016/S0269-7491(96)00052-8Trujillo D., Pérez J.F. y Cebreros F.J. (1993). Energy recovery from
wastes anaerobic digestion of tomato plant mixed with rabbit wastes. Biores.
Technol. 45, 81-83.
https://doi.org/10.1016/0960-8524(93)90093-QTrujilloD.PérezJ.F.CebrerosF.J.1993Energy recovery from wastes anaerobic digestion of tomato plant
mixed with rabbit wastesBiores. Technol.458183https://doi.org/10.1016/0960-8524(93)90093-QWu X., Yao W., Zhu J. y Miller C. (2010). Biogas and CH4
productivity by co-digesting swine manure with three crop residues as an
external carbon source. Biores. Technol. 101, 4042-4047.
https://doi.org/10.1016/j.biortech.2010.01.052WuX.YaoW.ZhuJ.MillerC.2010Biogas and CH4 productivity by co-digesting swine manure with
three crop residues as an external carbon sourceBiores. Technol.10140424047https://doi.org/10.1016/j.biortech.2010.01.052Zhang L., Wenxiang O. y Aimin Li (2012). Essential role of trace
elements in continuous anaerobic digestion of food waste. Proced. Environ. Sci.
16, 102-111. https://doi.org/10.1016/j.proenv.2012.10.014ZhangL.WenxiangO.LiAimin2012Essential role of trace elements in continuous anaerobic
digestion of food wasteProced. Environ. Sci.16102111https://doi.org/10.1016/j.proenv.2012.10.014Zhang C., Xiao G., Peng L., S H. y Tan T. (2013). The anaerobic
co-digestion of food waste and cattle manure. Biores. Technol. 129, 170-176.
https://doi.org/10.1016/j.biortech.2012.10.138ZhangC.XiaoG.PengL.SH.TanT.2013The anaerobic co-digestion of food waste and cattle
manureBiores. Technol.129170176https://doi.org/10.1016/j.biortech.2012.10.138