text new page (beta)
Spanish (pdf)
Article in xml format
Article references
Automatic translation
Send this article by e-mail
Cited by SciELO 
Similars in
SciELO 
Permalink
Introducción
El desarrollo y crecimiento de los sistemas de producción pecuario y agrícola está directamente ligado a la demanda de los productos para satisfacer las necesidades de la población mundial actual. Específicamente, la producción de carne de cerdo y de cereales, como el trigo, ha generado un impacto económico importante, no sólo por la comercialización de los productos, sino también por la cantidad de empleos directos e indirectos que genera. Aunado al crecimiento económico, estos sectores productivos también son responsables de generar residuos que, en general, no son tratados o aprovechados adecuadamente en México, lo que representa una pérdida importante de recursos naturales de gran valor. Un manejo integral de los residuos derivados de granjas porcinas y cultivos de trigo aplicando biotecnologías actuales puede permitir disminuir su descarga, producir energía en forma de biocombustibles líquidos y gaseosos, generar productos químicos con alta demanda actual y recuperar nutrientes como nitrógeno y fósforo. En el presente trabajo se plantean diferentes estrategias biotecnológicas para la valorización de los residuos generados en granjas de cerdos y cultivos de trigo.
Panorama actual de los sistemas de producción
Impacto de la producción de carne de cerdo
En el año 2016 la producción mundial de carne de cerdo alcanzó 109.3x106 ton, siendo los principales productores China, la Unión Europea y Estados Unidos de América. México se ubica en el noveno lugar con una participación mundial de 1.3 %, que representa un valor de producción de 43 mil millones de pesos. El comportamiento del consumo de carne es similar a la tendencia observada en su producción. En México, octavo lugar mundial, se registra una participación de 2.1 % del consumo mundial. A nivel nacional, la producción (%) de carne se concentra en cinco entidades: Jalisco (19.5), Sonora (17.3), Puebla (12.2), Yucatán (9.3) y Veracruz (9.0). En Sonora; Navojoa, Hermosillo y Cajeme son los tres municipios con la producción más alta a nivel nacional (Fideicomisos Instituidos en Relación con la Agricultura [FIRA], 2016).
Aunado al gran impacto económico y de generación de empleos derivado de la producción de carne de cerdo han surgido problemas ambientales por el manejo inapropiado de los residuos generados. La crianza intensiva de cerdos está asociada a daños severos al ambiente, debido a que, los sólidos y aguas residuales son descargadas sin ningún tratamiento, o bien con un tratamiento inapropiado. Los residuos pueden entrar al ambiente por fugas en lagunas mal construidas, por eventos de precipitación importantes, o bien debido al exceso de residuos que resultan en un excedente en la capacidad instalada. La magnitud y dirección del transporte de los residuos dependen de las propiedades del suelo, propiedades de los contaminantes presentes, carga hidráulica y prácticas de manejo (Burkholder et al., 2007).
Los residuos o estiércol pueden contener tanto contaminantes como nutrientes (Jongbloed y Lenis, 1998), patógenos (Gerba y Smith, 2005), fármacos veterinarios (Boxall et al., 2003), metales pesados (Barker y Zublena, 1996) y hormonas (Hanselman, Graetz y Wilkie, 2003). Algunos antibióticos encontrados en agua residual y estiércol porcino son: bacitracina, clortetraciclina, lincomicina, oleandomicina, oxitetraciclina, tetraciclina, tilmicosina, sulfonamidas y tilosina, en concentraciones de 2 a 40,000 µg/L (Hamscher et al., 2002; Campagnolo et al., 2002; Thiele-Bruhn, 2003; Christian et al., 2003; Zilles et al., 2005). Desafortunadamente en México no existen un inventario sobre la presencia de estos productos veterinarios en aguas residuales agropecuarias. Sin embargo, es presumible que la mayoría de los antibióticos encontrados en residuos porcinos en otras partes del mundo, también existan en México, ya que algunos tienen registro de la Secretaría de Agricultura Ganadería Desarrollo Rural Pesca y Alimentación [SAGARPA]. Uno de los compuestos que se ha logrado medir en muestras de agua residual porcina en México (Jojutla, Morelos) es la tilosina, que alcanza valores de hasta 72 µg/L (García-Sánchez et al., 2013).
Impacto del cultivo de trigo
México no figura en el panorama mundial dentro de los principales productores de trigo, lo cual es evidenciado por una participación tan sólo del 0.5 % de la producción en el año 2014. Los actores principales son la Unión Europea, China, India, Rusia y Estados Unidos. Aun así, México tuvo una superficie cosechada de más de 700 mil ha y una producción de 3.7x106 ton en el año 2014, con un crecimiento promedio de 1.8 % entre los años 2005 y 2014. Sonora destaca como el principal productor de trigo en México, alcanzado 1.8x106 ton. Los principales municipios productores a nivel nacional son Mexicali y Cajeme, con una participación de 14.1 y 12.9 %, respectivamente (FIRA, 2015).
Los procesos de producción intensivos actuales buscan incrementar el rendimiento en los cultivos de trigo a través de altos suministros de nitrógeno, fósforo y plaguicidas. Estas prácticas agrícolas contribuyen en algún grado al consumo de energía, efecto de invernadero, acidificación, ecotoxicidad terrestre y toxicidad humana (Charles et al., 2006), por ejemplo, en un estudio reciente se determinó que más de la mitad de los gases con efecto de invernadero generados a partir de la industria de panificación, eran producidos directamente durante el cultivo de trigo derivado del nitrato de amonio utilizado como fertilizante (Goucher et al., 2017). Esto toma gran relevancia al considerar que en México se han utilizado hasta 700 mil ha (en 2014) para cultivar trigo y que se pueden aplicar hasta 350 kg N/ha. Además, el manejo del cultivo también puede incluir el uso de insecticidas, funguicidas y herbicidas; cuya aplicación y uso está asociado a enfermedades crónicas neurológicas, alteraciones hormonales, cáncer, malformaciones, defectos congénitos y la muerte en seres humanos (Juárez, Bárcenas y Hernández, 2014). Otra problemática frecuente es la quema de la biomasa residual tras la cosecha, que en muchos casos no se hace de manera controlada. Diversos reportes indican que aproximadamente 85 % de los residuos son quemados y el resto son utilizados para alimentación animal (Montero et al., 2016). La quema ocasiona la generación de cenizas y material particulado emitido al aire que resulta en un riesgo potencial para la salud humana (Seyhi et al., 2014). Por otro lado, también existen reportes que indican que la incorporación de los residuos al suelo puede mejorar sus características y rendimiento del cultivo (Cortés et al., 2011). Sin embargo, a la fecha no hay reportes que indiquen la cantidad de residuos incorporados al suelo.
El manejo inapropiado de los residuos porcinos y del cultivo de trigo no sólo tiene impactos ambientales adversos, sino que puede ser aún más crítico el hecho de que estos residuos no sean considerados recursos potenciales que pueden permitir la recuperación de energía, nutrientes o bien la obtención de productos químicos de gran demanda mundial a través de diversos procesos de valorización.
Características de los residuos generados
En los últimos años ha cambiado el pensamiento sobre el destino de los residuos generados por las actividades humanas. Tradicionalmente, los residuos eran considerados basura, por lo que se desestimaba y rechazaba por completo su uso. Gradualmente, los desechos están siendo considerados materias primas al ser utilizados en procesos de valorización que permitan su uso directo, o bien después de transformarlos en productos de alto valor con aplicaciones diversas.
Residuos porcinos
Las aguas residuales porcinas están formadas por material sólido y líquido acarreado por el agua de lavado. Los principales componentes son una mezcla de excretas (heces y orina), agua y alimento no utilizado. Existen diferentes factores que determinan las tasas de excreción de heces y orina como la edad del animal, madurez fisiológica, cantidad y calidad del alimento ingerido, volumen del agua consumida y clima (Pinelli et al., 2004). Las granjas porcinas pueden ser catalogadas con base en la cantidad de cerdos (chica < 2 500, mediana 2 500 - 8 000, grande > 8 000) y proceso productivo (maternidad, destete, engorda, mezcla). Se ha encontrado que las granjas más grandes tienen un consumo promedio de agua menor que el consumo registrado en granjas pequeñas, lo que indica la diferencia en las prácticas de manejo del agua. Esto impacta de manera directa en la concentración de los componentes del agua residual generada (Garzón-Zúñiga y Buelna, 2014). La Tabla 1 muestra que los componentes principales de las aguas residuales porcinas poseen valores muy variados, poniendo de manifiesto que existen diferentes prácticas utilizadas. Un dato interesante presentado en el Valle del Yaqui, en Sonora, es que se originan aproximadamente 1,860 ton/día de estiércol (considerando número de cabezas y edad del cerdo), lo que representa 126 ton de nitrógeno (Cervantes, Saldívar y Yescas, 2007).
Tabla 1 Características típicas de las aguas residuales porcinas
| Parámetro | Valor |
| pH | 6.5 - 7.5 |
| DQO total (g/L) | 6.0 - 50 |
| DQO soluble (g/L) | 4.2 - 21.8 |
| DBO (g/L) | 5.1 - 15.6 |
| N-total (g/L) | 2.1 - 4.8 |
| N-HN4+ (g/L) | 1.2 - 3.3 |
| P-total (g/L) | 1.5 - 4.3 |
| Sólidos totales (g/L) | 8.5 - 53.9 |
| Sólidos suspendidos totales (g/L) | 8.2 - 42.5 |
| Sólidos suspendidos volátiles (g/L) | 2.5 - 31.9 |
Fuente: adaptado de Boursier, Béline y Paul (2005 p. 335).
Residuos del cultivo de trigo
El cultivo de trigo genera una gran cantidad de residuos (paja) con potencial de ser valorizado. La paja de trigo es la segunda biomasa más abundante en el planeta, alcanza 8.8x108 ton anuales (Tishler et al., 2015). En Sonora, anualmente, se generan cerca de 5.3x105 ton de paja de trigo (Vélez et al., 2013). Este residuo puede contener 33-40 % de celulosa, 20-28 % de hemicelulosa y 15-20 % de lignina (Prasad, Singh y Joshi, 2007). Debido a su gran disponibilidad, bajo costo y alto contenido de carbohidratos biodegradables, la paja de trigo tiene un potencial importante como un residuo susceptible de ser valorizado (Rezania et al., 2017). Lamentablemente, en muchos sitios de México, como en Baja California, sólo el 15 % de la paja de trigo es utilizada como alimento animal. El resto (85 %) se quema sin ningún beneficio energético, lo que causa serios problemas ambientales (Montero et al., 2016) y a la salud humana. En otros estados del país no existen datos precisos sobre el destino de los residuos. Sin embargo, una práctica que también tiene alcances importantes es la incorporación de paja de trigo al suelo antes de la siguiente siembra. Esto permite mantener o aumentar el contenido de materia orgánica, incrementar la actividad micro y macro biológica del suelo, evitar la pérdida de nutrientes, así como mejorar la estructura y capacidad de retención de humedad del suelo (Castañeda y Monroy, 1984).
Estrategias para la valorización de los residuos porcinos
Digestión anaerobia sin biogás
En México, la mayoría de los sistemas de tratamiento de efluentes porcinos se lleva a cabo mediante digestión anaerobia. Este proceso permite la degradación de materia orgánica con la subsecuente producción de biogás. A pesar de lo atractivo que resulta la producción de este biocombustible gaseoso, existen al momento otras opciones que pueden permitir tener un mayor valor agregado para los residuos porcinos. La alta concentración de materia orgánica y pH óptimo de las aguas residuales las sitúan como adecuados para procesos fermentativos (Tabla 1). Por ejemplo, la recuperación de productos de la fermentación como ácidos orgánicos y alcoholes puede permitir entonces la obtención de compuestos como polihidroxialcanoatos o ácidos orgánicos de cadena media (AOCM), que son productos de alto valor y que no involucran la producción de metano. Además, también es posible obtener hidrógeno vía fermentación y electricidad en celdas de combustible microbiano sin la producción de metano.
Bioplásticos
La gran cantidad de plásticos que se producen a partir del petróleo ha ocasionado el agotamiento de este recurso y serios problemas ambientales. Una alternativa viable a esta práctica, y que permitirá poco a poco reemplazar a los plásticos comunes, es la producción de biopolímeros como polilactatos, poliésteres alifáticos, polihidroxialcanoatos (PHA) y polihidroxibutiratos (Anjum et al., 2016). De estos compuestos, el PHA es uno de los más importantes. Los bioplásticos están conformados por poliésteres intracelulares sintetizados por diferentes especies bacterianas que los acumulan como gránulos (Figura 1). Dependiendo de su composición química y estructural, pueden ser empleados en aplicaciones semejantes a los plásticos de origen fósil (Queirós et al., 2017). Además, resultan altamente valiosos ya que son materiales fácilmente biodegradables.
Fuente: Rehm (2007, p.42)
Figura 1a Microscopia electrónica de Pseudomonas aeruginosa que acumula gránulos de PHA
Los PHA pueden ser sintetizados por diferentes bacterias utilizando como sustratos residuos de la soya, malta, remolachas, suero de leche, aceite de cocina, hidrolizados de bagazo y glicerol, alcanzando contenidos en porcentaje en peso de 6-90 % (Bugnicourt et al., 2014). Los ácidos grasos preferidos para la producción de PHA son butirato, lactato y en menor grado acetato, que son los principales productos de la fermentación (Marang et al., 2013). El tratamiento de los efluentes porcinos vía fermentación puede permitir la obtención de los ácidos grasos necesarios para la posterior producción de PHA. En un estudio en el que se utilizaron efluentes porcinos y Azotobacter vinelandii UWD se alcanzó una producción de células en peso seco de 9.4 g/L, con el 58 % equivalente a PHA (Ryu et al., 2008). Otro estudio en donde se utilizó la misma cepa reporta que se alcanzó 73.4 % de contenido de PHA en un crecimiento celular (base seca) de 10.9 g/L (Cho et al., 2001). A pesar de esto, aún existe el reto de bajar los costos de producción de PHA para su efectiva producción a gran escala. Una de las estrategias es utilizar residuos que sean generados de manera constante para asegurar el suministro, por lo que el uso de aguas residuales porcinas puede ser prometedor.
Ácidos orgánicos de cadena media
El aumento de tamaño de las cadenas de ácidos grasos puede conseguirse vía fermentación a partir de etanol y ácidos orgánicos de cadena corta (principalmente acetato), para producir AOCM. Algunos ejemplos de AOCM obtenidos vía fermentación son el n-caprilato y n-caproato, alcanzándose concentraciones de 0.32 y 8.17 g/L, respectivamente (Steinbusch et al., 2011). La solubilidad del n-caprilato (0.79 g/L) y n-caproato (10.1 g/L) es relativamente baja, lo cual puede facilitar su extracción para reducir costos de producción. El n-caprilato y n-caproato sirven como agentes antimicrobianos, saborizantes, precursores de biodiesel y aditivo en combustibles de aviación (Kucek et al., 2016). Este tipo de fermentación es especial y debe conducirse a pH 5.5 para suprimir la metanogénesis. Algunas bacterias que se han utilizado son Clostridium kluyveri (Barker et al., 1945) y Eubacterium pyruvativorans (Wallace et al., 2003). A pesar de que la producción de n-caprilato y n-caproato no es un proceso nuevo, actualmente, es limitado el número de publicaciones enfocadas en su producción. Por lo que esta temática es un área de oportunidad para la valorización de los residuos porcinos.
Bioelectricidad
La capacidad de algunas bacterias para producir una corriente eléctrica fue inicialmente establecida hace más de 100 años (Potter, 1910; 1911; 1915). Sin embargo, este conocimiento permaneció prácticamente en desuso hasta la década de los ochenta. Desde entonces, se han conducido una cantidad importante de estudios en sistemas bioelectroquímicos para producir electricidad. Estos sistemas requieren de microrganismos anaerobios capaces de utilizar aceptores de electrones insolubles o en fase solida (i.e., ánodo) para sustentar sus requerimientos energéticos, con la subsecuente generación de electricidad (Martínez y Álvarez, 2018). La Figura 2 muestra el mecanismo de producción de electricidad en un sistema bioelectroquímico. La densidad de potencia máxima obtenida en sistemas bioelectroquímicos bajo distintas configuraciones y condiciones varía entre 14 y 6000 mW/m2 (Rahimnejad et al., 2015). Específicamente, al utilizar aguas residuales porcinas se han reportado valores de densidad de potencia (mW/m2) de 14, 88, 225 y 831 (Min et al., 2005; Ichihashi, Yamamoto y Hirooka, 2012; Egbadon et al., 2016; Ma et al., 2016), indicando que estos residuos son factibles de ser utilizados para generar electricidad. Esta biotecnología está bajo estudio, por lo que su aplicación en procesos a gran escala es limitada. Aun así, ya se están haciendo algunos esfuerzos para escalar sistemas bioelectroquímicos con reactores de 1 m3 (Logan, 2010).
Fuente: modificado de Rabaey y Verstraete (2005, p. 292).
Figura 2 Mecanismo de producción de electricidad en una celda de combustible microbiana
Biohidrógeno
El hidrógeno es un biocombustible gaseoso considerado el combustible del futuro debido a su alto contenido energético (141 MJ/kg vs. 55 MJ/kg del metano, vs. 48 MJ/kg de la gasolina) y porque su combustión no genera contaminantes, ya que el producto principal es agua. Además del contenido energético, el hidrógeno se prefiere por encima del metano debido a sus diversas aplicaciones industriales como la síntesis de amoniaco, procesos de hidrogenación de aceite comestible, petróleo y gas de lutita (Kothari et al., 2012). Se puede usar directo en motores de combustión o bien para producir electricidad mediante celdas de combustible (Alves et al., 2013). La fermentación oscura de materia orgánica presente en distintos residuos agroindustriales representa una biotecnología promisoria para producir hidrógeno. La producción de hidrógeno es parte del proceso de digestión anaerobia (Figura 3). La fermentación es posible utilizando cepas puras o cultivos mixtos y depende grandemente, entre otras cosas, del pH, tipo de sustrato, temperatura, presión parcial, tipo de reactor y tiempo de residencia hidráulica (Ghimire et al., 2015). Dentro de las limitaciones que actualmente existen y que impiden su escalamiento industrial están: el bajo rendimiento molar en relación al rendimiento máximo teórico (4 mol de H2 por mol de hexosa) y los costos asociados a su producción. Los estudios al momento indican que los valores de rendimiento están entre 1.2 y 3.9 mol H2/mol eqv. de glucosa utilizando tanto cepas puras como cultivos mixtos (Ghimire et al., 2015).
Nota: para favorecer la producción de hidrógeno en lugar de la producción de metano será necesario suprimir la última etapa del proceso (metanogénesis).
Fuente: modificado de Ghimiere et al., (2015, p. 76).
Figura 3 Diagrama esquemático de la digestión anaerobia de materia orgánica
Utilizando agua residual porcina se han alcanzado hasta 209 mL H2/g SV después de la adición de glucosa como co-sustrato utilizando un reactor semicontinuo (Zhu et al., 2009). En un estudio similar con la adición de 10 g glucosa/L se alcanzaron entre 0.05 a 0.15 L H2/h/L, dependiendo del tiempo de residencia hidráulico de operación aplicado (Wu et al., 2009). A pesar de que la producción de hidrógeno con agua residual porcina puede ser prometedora debido a su alta concentración de sustratos fermentables, es importante considerar que el estiércol contiene microrganismos metanogénicos que deben ser inhibidos a fin de evitar la producción de metano (Figura 3). Además, este tipo de efluentes puede contener alta carga de amonio y sulfato, compuestos reportados como inhibitorios para la digestión anaerobia, por lo que se debe implementar alguna estrategia como mezclar la descarga con un efluente distinto para bajar la concentración.
Digestión anaerobia con biogás
La obtención de biogás mediante digestión anaerobia, que permite simultáneamente el tratamiento de efluentes porcinos, es una estrategia que comúnmente se utiliza en México. El proceso sigue las etapas que se indican en la Figura 3, incluyendo la etapa metanógenica. En la mayoría de los casos la digestión anaerobia de aguas porcinas se lleva a cabo en lagunas de oxidación que pueden tener una cúpula de polietileno para retener el biogás y conducirlo a un quemador sin que haya un beneficio energético (Figura 4). Otra estrategia es conducir el biogás hasta un motogenerador de electricidad (Figura 4), que potencialmente puede producir hasta 43,200 kW-h si se mantiene en operación constante durante un mes. Esto equivale a utilizar 15,841 m3 de biogás, que es un volumen que se puede generar de 1 a 7 días dependiendo del tamaño de la granja (SAGARPA, 2007).
Nota: a) que permite la recuperación de biogás a partir de los procesos de digestión anaerobia en una laguna de oxidación. El biogás puede ser conducido a un b) quemador o a un c) motogenerador de electricidad.
Fuente: adaptado de SAGARPA (2007, pp. 24-26).
Figura 4 Cúpula de polietileno
Anteriormente se mencionó que el hidrógeno tiene un contenido energético mayor al del metano, por lo que una estrategia valiosa para recuperar una mayor cantidad de energía puede ser un proceso en dos etapas: a) producción de hidrógeno y generación de los productos de la etapa acidogénica vía fermentación oscura; y b) utilización de los productos de la fermentación oscura para la producción de biogás (CH4, CO2 y H2S). Estas dos etapas se plasman en la Figura 3. Separar el proceso en dos etapas permite que el hidrógeno sea recuperado antes de que sea utilizado por las bacterias metanogénicas. El potencial energético contenido en los residuos porcinos, en función de la cantidad de metano que se puede obtener, es sumamente grande. La Tabla 2 muestra valores que nos dan una idea general del potencial energético actual de los residuos sólo en Sonora.
Tabla 2 Estimación del potencial de producción de metano, su equivalente a diésel y electricidad considerando la capacidad instalada de crianza de cerdos en Sonora
| Parámetro | Cantidad |
|---|---|
| Cantidad de residuos (estiércol) | 3.5 kg/díaa |
| Capacidad de instalada en granjas | 1,591,891 cerdosb |
| Cantidad total de residuos base húmeda | 5,571,618 kg/día |
| Cantidad total de residuos base seca | 557,161 kg/díac |
| Potencial de producción de biogás | 139,290 kg/díad |
| Potencial de producción de metano | 83,574 kg/díae |
| Volumen de metano | 127,638 m3/díaf |
| Equivalencia de metano a diésel | 49,395 L/díag |
| Potencial de producción de electricidad | 525,216 kWhh |
Nota:a Promedio en cerdos cuyo peso es de 30 a 110 kg.
b Reportado en el año 2015.
c Considerando un 90 % de humedad.
d Considerando que el 50 % corresponde a C y que el digestor tiene una eficiencia de 50%.
e Considerando un contenido de 60 % de metano en el biogás.
f Aplicando la ecuación de gases ideales considerando para 83,574 kg metano /día (n=5.2x106 moles), R=0.082 L-atm/°K-mol, T=298 °K, P= 1 atm.
g Considerando que 1 m3 de biogás equivale a 0.378 L de diésel.
h Considerando que 1 m3 de metano = 8,847 kcal, 1 kWh = 860 kcal, con una eficiencia en el motogenerador de 40 %.
Fuente: elaboración propia con datos de Monroy y Viniegra (1981,p. 115)
Reformado del biogás
El biogás producido mediante digestión anaerobia está compuesto principalmente por metano (50-70 %), dióxido de carbono (30-40 %) y en menor proporción ácido sulfhídrico (0.0-3.0 %) e hidrógeno (0.0-1.0 %) (Angelidaki et al., 2018). A fin de promover la expansión del proceso de producción de biogás es esencial optimizar sus etapas, esto incluye que el CO2 debe ser retirado. También, la presencia de ácido sulfhídrico es indeseable debido a sus efectos corrosivos sobre los componentes metálicos, incluyendo los generadores de energía eléctrica. La eliminación de los compuestos indeseados se denominada reformado de biogás. Este proceso permite que el biogás incremente su bajo valor calorífico para convertirlo en un combustible con altos estándares. Cuando el biogás es reformado con las especificaciones similares al gas natural se le denomina biometano (Kougias et al., 2017). La literatura actual reporta 17 tecnologías para el reformado de biogás que incluyen diversos procesos biológicos, físicos y químicos. Cinco de las tecnologías con procesos físicos y químicos se encuentran actualmente a escala comercial. Las seis estrategias biológicas reportadas están en distintas etapas de desarrollo (Angelidaki et al., 2018). Una de las ventajas que ofrecen los procesos biológicos de reformado de biogás, como los métodos fotoautotróficos y fermentativos, es la posibilidad de obtener productos de valor y demanda actual.
Microalgas y productos de valor agregado
La biomasa de microalgas puede producirse a partir del reformado fotosintético de biogás, que permite el consumo de CO2 para obtener un biogás rico en metano. La recuperación de metano por este método es elevada, dependiendo del tipo de reactor y especies de microalgas utilizados. Reactores con sistemas cerrados (ej. reactores tubulares) han mostrado alto desempeño fotosintético, que se traduce en alta eficiencia de captura de CO2, con la desventaja de costos elevados de instalación y operación. Las especias de microalgas que han alcanzado altas eficiencias (89-99 %) de captura de CO2 son Mychonastes homosphaera, Geitlerinema sp., Staurosira sp., Stigeoclonium tenue y Chlorella sorokiniana, lo que permite recuperar de manera eficiente el metano con rendimientos de 94-97 % (Angelidaki et al., 2018).
De manera paralela al reformado de biogás es posible producir biomasa microalgal. Actualmente las microalgas son consideradas una materia prima atractiva para obtener biocombustibles y productos químicos diversos a través de procesos de biorefinería, que incluyen el cultivo, cosecha, lisis celular y extracción de compuestos. El CO2 es utilizado por las microalgas como fuente de carbono, requieren periodos de luz y oscuridad para su crecimiento. Las microalgas producidas representan a su vez un potencial grande para generar distintos productos como los señalados previamente en la sección Digestión anaerobia sin biogás, pero también otros compuestos como pigmentos, lípidos, proteínas, carbohidratos, biopolímeros y compuestos bioactivos son susceptibles de obtenerse. La Figura 5 presenta un esquema global de los procesos involucrados en el cultivo de microalgas a partir de la digestión anaerobia, con y sin biogás, de los efluentes porcinos.
Nota: a partir de las microalgas se pueden obtener diferentes biocombustibles y productos químicos de gran valor.
Fuente: modificado de Koutra et al., (2018, p. 822)
Figura 5 Esquema de la producción de microalgas acoplada al reformado de biogás producido durante la digestión anaerobia de residuos porcinos
Productos vía fermentación
Distintos reportes muestran la conversión de CO2 a metano vía microbiológica, mediante la adición de hidrógeno. Sin embargo, otra opción atractiva es la generación de productos líquidos como acetato, etanol, butirato, entre otros, a partir del CO2 presente en el biogás (Agler et al., 2011). La capacidad de convertir el CO2 en ácidos orgánicos ha sido reportada en microorganismos como Acetobacterium woodii, Butyribacterium methylotrophicumn y Clostridium scatologenes (Schiel-Bengelsdorf y Dürre, 2012). A pesar de estos avances, el reformado de biogás vía fermentación de CO2 e hidrógeno no ha sido ampliamente estudiado. Uno de los inconvenientes que impide este tipo de aplicaciones es la presencia de H2S en el biogás, por lo que la presencia de esta y otras impurezas debe ser estudiada durante la fermentación. Gunnarsson, Alvarado-Morales y Angelidaki (2014), documentaron por primera vez la posibilidad de reformar el biogás mediante la conversión del CO2 en ácido succínico utilizando Actinobacillus succinogenes. Los resultados indican que el aumento de la presión durante el proceso fermentativo (de 101 a 140 kPa) contribuye positivamente a la solubilidad del CO2, aumentando la producción de ácido succínico y obteniendo biometano con pureza >95 %.
Azufre elemental
La eliminación del H2S del biogás es sumamente necesaria debido a que es un fuerte agente corrosivo de motores y otros equipos metálicos (Schieder et al., 2003). Existen diferentes tecnologías que permiten eliminar el H2S del biogás. Una opción biotecnológica que actualmente se comercializa permite tratar el biogás y gas natural, para convertir el H2S en azufre elemental. El proceso consiste en una absorción inicial del H2S en una solución liquida alcalina. El sulfuro de hidrogeno (HS-) disuelto entra a un biorreactor para ser oxidado a azufre elemental por bacterias sulfooxidantes, principalmente del género Thiobacillus. Esto se hace bajo condiciones limitadas de oxígeno para prevenir la oxidación hasta sulfato. El azufre elemental producido es separado del líquido por sedimentación y entonces puede ser utilizado en diversas aplicaciones industriales, incluyendo su uso como un fertilizante (Kleinjan, 2005).
Fertilización: agua tratada rica en nutrientes y compostaje
La gran cantidad de nitrógeno y fósforo presentes en el agua residual porcina puede ser conservada y reciclada en agricultura, permitiendo la disminución de desechos liberados al ambiente y el uso de productos químicos fertilizantes (Salminen et al., 2001). Esto se puede traducir en menor costo por fertilización y/o el incremento de los rendimientos en la cosecha. Después de recibir un tratamiento de digestión anaerobia, el agua residual porcina posee una menor concentración de patógenos y de olores, mientras que la mayoría de los nutrientes permanece en el material digerido. La digestión anaerobia convierte la mayor parte del nitrógeno orgánico en amonio, que es una forma de nitrógeno más disponible para las plantas (Shih, 1987). El agua tratada puede ser utilizada de manera directa para riego y fertilización. En un estudio realizado en el Valle del Yaqui se encontró que el uso de agua residual tratada de origen porcino, incrementó el rendimiento de 6.6 a 7.3 ton/ha en un cultivo de trigo (Saldívar-Cabrales et al., 2008). Alternativamente, los nutrientes podrían separarse vía precipitación para la producción de estruvita. La obtención de estruvita (MgNH4PO4• 6H2O) requiere cantidades equimolares de N, P y Mg. El P podría resultar ser el reactivo limitante cuando se utilizan aguas tratadas como las generadas en granjas porcinas, por lo que deberá ser añadido para asegurar la producción de estruvita (Cervantes et al., 2007).
El compostaje de desechos sólidos representa también una alternativa para el manejo de residuos sólidos provenientes de una granja porcina. Un proceso adecuado de compostaje de la fracción sólida (estiércol) de los residuos porcinos es posible tras adicionar paja de trigo. Esta mezcla permite una mayor retención de nitrógeno (NH4-N) e impide las emisiones en forma de NH3-N (Bernal, Alburquerque y Moral, 2009). Si no se incorpora algún tipo de residuo agrícola, es posible perder hasta el 60 % del nitrógeno que inicialmente está presente en el estiércol (Tiquia, Richard y Honeyman, 2000), lo que se puede traducir de manera directa en una disminución de la capacidad fertilizante del producto. Por otro lado, el compostaje elimina o reduce el riesgo de esparcir patógenos, parásitos y semillas de malezas asociados con el uso directo de los residuos y permite obtener un producto que puede ser utilizado para mejorar y mantener la calidad y fertilidad del suelo (Larney y Hao, 2007).
Estrategias para la valorización de paja de trigo
En México, el destino principal de los residuos generados a partir del cultivo de trigo es su reincorporación al suelo, alimentación animal y quema sin ningún beneficio energético. Esto último implica el desaprovechamiento del recurso sin la posibilidad de ser valorado. Diversas estrategias tecnológicas pueden ser utilizadas para un manejo más adecuado de la paja de trigo, a fin de buscar su conversión a productos de interés actual y energía. En general, los procesos de conversión pueden incluir la producción de biomateriales, moléculas base, bioenergía y bioquímicos. Este tipo de estrategias se puede denominar “biorrefinaría de paja de trigo”. Con el fin de satisfacer la demanda de materia prima para una biorrefinaría, es necesario tener una superficie de cultivo de trigo de 68,700 ha (Cherubini y Ulgiati, 2010). Tan sólo en el sur de Sonora, considerando los Valles del Yaqui y del Mayo, se siembra más de cuatro veces la superficie requerida para satisfacer los procesos de una biorrefinaría, ya que la superficie utilizada es aproximada a 270,000 ha. Algunos de los procesos de biorrefinaría a partir de la paja de trigo se describen a continuación y también se muestran en la Figura 6.
Fuente: elaboración propia.
Figura 6 Concepto integrado de biorrefinaría de paja de trigo para la producción de productos químicos, energía y materiales
Bioenergía
La conversión de materiales lignocelulósicos a bioetanol ha sido ampliamente estudiada durante las últimas tres décadas. Este proceso incluye dos etapas: la hidrólisis de la celulosa a partir de los residuos lignocelulolíticos a azúcares fermentables y la fermentación de los azúcares a bioetanol. La hidrolisis es comúnmente catalizada por enzimas celulasas y la fermentación es posible por levaduras o bacterias (Sun y Cheng, 2002). Sin embargo, además de la producción de bioetanol, los azúcares obtenidos a partir de la hidrólisis pueden ser utilizados para alimentar los procesos de producción de hidrógeno y biogás, así como los procesos de digestión anaerobia sin biogás descritos previamente (Figura 7). Esta estrategia podría incrementar el rendimiento y productividad de los procesos anaerobios debido a la incorporación de los carbohidratos como co-sustratos.
Fuente: elaboración propia.
Figura 7 Estrategias para el manejo y valorización de los residuos generados en granjas porcinas y cultivos de trigo
Algunos métodos de pretratamiento para los residuos lignocelulósicos que permiten obtener azúcares pueden ser físicos (pulverización mecánica, pirolisis), fisicoquímicos (explosión de vapor, explosión de fibras con amonio, explosión con CO2), químicos (ozonolisis, hidrolisis acida y alcalina) y biológicos (hidrolisis enzimática) (Sun y Cheng, 2002). La cantidad de azucares que se puede obtener de la paja está en función de las variedades de trigo. En pajas provenientes de trigos harineros y cristalinos se han reportado valores de 10 a 130 g de azúcares/kg de paja, en donde los principales compuestos identificados fueron glucosa y fructosa (Tishler et al., 2015). Considerando la cantidad de residuos generada en Sonora (5.3x105 ton anuales), actualmente son desaprovechadas de 5 300 a 68 900 ton de azúcares presentes en la paja de trigo que potencialmente pueden convertirse en energía u otros productos indicados en la Figura 6. Para Sonora se puede calcular, según datos reportados en la literatura, que la cantidad de paja de trigo generada (5.3x105 ton anuales) puede permitir la producción de hasta 7 172 kg hidrógeno/día vía conversión termoquímica (Pecha et al., 2013) y de 427 m3 bioetanol/día vía fermentación (Kim y Dale, 2004). Kaparaju et al., (2009), documenta-ron que a partir de la hidrólisis enzimática de paja de trigo y la subsecuente fermentación del hidrolizado se produjeron 0.41 g etanol/g glucosa, mientras que en la fermentación oscura se produjeron 178 mL hidrógeno/g azúcares. Los efluentes de ambos procesos fueron posteriormente utilizados para producir metano con rendimientos de 0.324 y 0.381 m3/kg sólidos volátiles, respectivamente. En otro estudio conducido con reactores tipo UASB se obtuvieron rendimientos específicos de 89 mL H2/g sólidos volátiles (190 mL H2/g azúcares) y posteriormente 307 mL CH4/g sólidos volátiles, con un tiempo de residencia hidráulico de cuatro días (Kongjan et al., 2011).
Biomateriales y bioquímicos
La lista de materiales susceptibles de producirse a partir de paja de trigo es amplia, con aplicaciones diversas y con importante demanda actual. Algunos productos de alto valor que se pueden extraer son ceras, policosanoles, esteroles y alcanos (Clark et al., 2006). A partir del fraccionamiento de la paja de trigo se pueden obtener los siguientes productos:
Hemicelulosa: termoplásticos para recubrimientos y películas, hidrogeles para sistemas de liberación de fármacos y absorción de agua, apósitos para heridas, carbohidratos, xilitol para aplicaciones farmacéuticas y alimentarias, sorbitol, furfural y moléculas bioactivas contra células cancerígenas.
Celulosa: industria de pulpa y papel, carbohidratos, cosméticos, etileno, nitrato de celulosa, acetato de celulosa, xantano de celulosa, nanofibras y etileno.
Lignina: adhesivos, pinturas, recubrimientos, vainillina, ácido ferúlico, ácido cumárico, fenoles, ácido acético, agentes emulsionantes y agentes dispersantes (Bilal et al., 2017; Clark et al., 2006; Farhat et al., 2017).
Dada la extensa gama de productos que se pueden obtener a partir de la paja de trigo, resulta difícil hacer una descripción completa y a detalle para muchos de éstos en el presente trabajo, por lo que solamente se mencionaran algunos ejemplos. A partir de la plataforma de carbohidratos de 5-C (xilosa, arabinosa) y 6-C (glucosa, galactosa, manosa), que son productos de la degradación de la celulosa y hemicelulosa, es posible producir 1,4-diacidos (ácido succínico, ácido fumárico, ácido málico), ácido 2,5-furanodicarboxílico, ácido 3-hidroxipropionico, ácido aspártico, ácido sacárico, ácido glutámico, ácido itacónico, ácido levulínico, 3-hidroxibutirolactona, glicerol, sorbitol y arabitol (Isikgor y Becer, 2015). La acetona también es posible obtenerla de residuos lignocelulósicos y puede ser convertida a productos como etileno, etilenglicol butadieno, propileo y cloruro de vinilo, que tienen impacto importante en la química de polímeros (Bilal et al., 2017). El ácido láctico puede ser convertido en acetaldehído, ácido acrílico, ácido propiónico, 2,3-pentanodiona y dilactido (Serrano-Ruiz, West y Dumestic, 2010).
Aplicaciones ambientales
Los procesos de biorremediación tienen como objetivo tratar ambientes contaminados y se caracterizan por ser en general de bajo costo. Diversos estudios indican que es posible eliminar metales pesados utilizando residuos lignocelulósicos como adsorbentes. Por ejemplo, la hemicelulosa y lignina son los componentes de los residuos lignocelulósicos responsables en la adsorción de Cr(III), en tanto, la celulosa no mostró capacidad de adsorción (García-Reyes y Rangel-Méndez, 2009). Se ha demostrado que los grupos hidroxilos, carboxílicos y fenólicos son los responsables de la capacidad de adsorción de iones metálicos en los residuos (Dupont et al., 2003). La paja de trigo ha sido también utilizada como precursor para producir carbón activado (Ioannidou y Zabaniotou, 2007; Yahya, Al-Qodah y Ngah, 2015). Existen diversas aplicaciones ambientales e industriales del carbón activado como el tratamiento de aguas residuales, industria química y petroquímica, procesos de separación y purificación, catalizadores, almacenamiento de energía, baterías, electrodos, farmacéuticas, entre otras. En la industria de alimentos se utiliza para decolorar y desodorizar. Su uso como material adsorbente es una de las aplicaciones ampliamente estudiadas (Yahya et al., 2015). El esquema mostrado en la Figura 7 muestra las interacciones propuestas entre los biosistemas que permitirán la generación de diferentes formas de energía y productos de alto valor.
Conclusiones
El presente estudio contiene propuestas destinadas al manejo de los residuos generados en granjas porcinas y cultivos de trigo (Figura 7). Las estrategias planteadas pueden permitir la disminución de contaminantes de estos sectores productivos, los cuales normalmente son descargados al suelo, el agua y el aire, afectando en distintos grados los ambientes naturales. Además, dichas estrategias no sólo son un mecanismo para contrarrestar la contaminación, sino que representan un área de oportunidad para manejar y valorizar los residuos agropecuarios. Las estrategias mostradas en el presente trabajo pueden permitir la generación de energía, recuperar nutrientes y obtener productos de alto valor, a través de la interacción de los biosistemas pecuario-agrícola, tal como las granjas porcinas y cultivos de trigo.
