Muestreo de lodos

Las muestras de lodos se obtuvieron de diferentes sistemas de tratamiento y saneamiento in situ, en total ocho PTAR y dos servicios de BES, ubicados en las ciudades de Lima, Arequipa, Cusco y Ayacucho (Tablas 1 y 2).

Siguiendo lo establecido en el Protocolo de monitoreo de biosólidos aprobado según R.M. N°093-2018-VIVIENDA (^{VIVIENDA, 2018}), los lodos de las PTAR de Lima fueron muestreados a la salida de cada unidad de tratamiento tres veces en un mes. Los lodos residuales de otros lugares del país se muestrearon una vez.

El muestreo de los lodos fecales se llevó a cabo mediante la formación de muestras compuestas de lodos de distintos usuarios de cada sistema seleccionado. La cantidad de muestras extraídas de las cámaras de almacenamiento semanal de la empresa X-Runner fueron tres. En el caso de las cámaras de almacenamiento mensual y anual de la empresa Arrebol, el número de muestras de lodos fueron dos y tres respectivamente.

Análisis de parámetros fisicoquímicos y microbiológicos

La caracterización fisicoquímica de los lodos residuales y fecales se realizó usando los métodos que se detallan en la Tabla 3.

Parámetro de estabilización

En la Tabla 4 se muestran los resultados promedio del parámetro % de sólidos volátiles (%SV), en base seca, de los lodos obtenidos en los sistemas de tratamiento estudiados. De acuerdo con el DS-N°015-2017-VIVIENDA (^{VIVIENDA, 2017}), un lodo solo puede ser reaprovechado y denominado biosólido tipo A o B, cuando su grado de estabilización refleje una concentración de SV menor o igual a 60%. No obstante, hay autores, tales como ^{Von Sperling & Gonçalves (2007}) y ^{Zhang et al. (2015}) que señalan que un lodo estable o digerido puede contener hasta 65% y 70% de SV, respectivamente.

Los lodos que excedieron el estándar de estabilización fueron los lodos finales de aireación convencional (PTAR Cieneguilla) (Figura 1), ICEAS (PTAR Manchay) (Figura 2) y baños secos (X-Runner y Arrebol). Si bien los lodos procedentes de las tecnologías de aireación extendida también superan el estándar en cuestión, el excedente es mínimo (< 1%), por lo cual, en este estudio, dichos lodos se han considerado como lodos estables.

Figura 1 Esquema de PTAR Cieneguilla. 

Figura 2 Esquema de PTAR Manchay. 

Aunque la concentración promedio de SV en los lodos finales del proceso de aireación convencional fue superior al 60% (Tabla 4), esta cifra es menor a la reportada por ^{Von Sperling & Gonçalves (2007}) y ^{Luduvice (2007}), quienes indican que los lodos crudos de este tipo suelen tener concentraciones de SV entre el 75% y el 80%. Estos resultados pueden estar relacionados con la forma en que se realizan los procesos dentro de la línea de lodos. Durante el estudio, la PTAR Cieneguilla operaba con un caudal de afluente inferior al 50% de su capacidad de diseño, lo que resultó en un tiempo de retención prolongado de los lodos (40 a 60 días) en el concentrador (Figura 1) antes de ser enviados al lecho de secado.

La muestra de lodo de sistema con aireación convencional se extrajo solo tres semanas después de que fuera vertido en el lecho de secado. Como se observa en la Tabla 4, el contenido de sólidos es menor al 10% y, de acuerdo con ^{Gonçalves et al., (2007}), los lodos pueden ser retirados de los lechos de secado cuando alcanzan una concentración de sólidos del 30%. De aquí, se estima que estos lodos alcanzarían el parámetro de estabilización establecido por la normativa peruana al término de su estancia en el lecho de secado. ^{Santos et al. (2017}), afirman que el secado en lechos posee efectos sobre las características fisicoquímicas de los lodos al observar que luego de 90 días de secado, la concentración de sólidos volátiles en dos muestras de lodos se redujo de 56 ± 3.37% SV a 34.11 ± 1.66% SV y de 64.38 ± 7.15% SV a 35.99 ± 1.92% SV.

Los lodos finales de la tecnología ICEAS mostraron una concentración promedio de sólidos volátiles de 74% (Tabla 4), mayor a la referida por ^{Von Sperling & Gonçalves (2007}) para aireación extendida (de 65% - 70% SV). Este resultado se puede atribuir a diferentes factores, entre ellos, sobrecarga orgánica en el afluente, deficiencias en la línea de aguas y/o línea de lodos.

Los lodos fecales, por otro lado, presentaron altas concentraciones de sólidos volátiles, superiores al 80% (Tabla 4), por lo que será necesaria su estabilización. Los resultados obtenidos fueron mayores a los descritos por ^{Ahmed et al. (2019}) y ^{Semiyaga et al. (2017}) quienes encontraron concentraciones de 78.73% SV y 63.5 ± 11.5% SV, respectivamente. La variabilidad de los resultados refleja la influencia del modo de uso de los baños, tecnologías y condiciones climáticas, en las características de los lodos.

En la Tabla 4 también se puede observar que la PTAR Santa Clara (Figura 3) y la PTAR La Escalerilla (Figura 4), ambas de aireación extendida, producen lodos finales con concentraciones de sólidos volátiles semejantes. Se esperaba que los lodos de la PTAR La Escalerilla, tras pasar por procesos de secado, mostraran una reducción notable en el porcentaje de SV, ya que el secado de lodos generalmente resulta en una disminución adicional de estos sólidos (^{Santos et al., 2017}). Se presume que en la PTAR La Escalerilla existen sobrecargas orgánicas, limitada capacidad de aireación o cortas edades de lodo, puesto que solo luego del secado se alcanza un 60% SV, aproximadamente. Por su lado, los lodos de la PTAR Santa Clara, se mostraron estables. Estos resultados ratifican la afirmación de ^{Fonts et al. (2009}), quienes sostienen que los tratamientos de aguas residuales no se encuentran estandarizados, lo que implica un cambio en la composición de los lodos generados.

Figura 3 Esquema de PTAR Santa Clara. 

Figura 4 Esquema de PTAR La Escalerilla. 

Los lodos de la laguna aireada de mezcla parcial de la PTAR San Bartolo (Figura 5), mostraron el mayor nivel de estabilización entre las tecnologías de tratamiento aerobio evaluadas, alcanzando una concentración de 45% SV, aproximadamente (Tabla 4). Esto puede ser explicado por lo expuesto por ^{Ramírez & Pozo (2015}) quienes sostienen que, en este tipo de lagunas, los niveles de aireación solo están regulados para mantener suspendidos a una parte de los sólidos. El resto sedimenta en el fondo de la laguna, donde se degradan anaeróbicamente, favoreciendo su estabilización. Además, estos autores afirman que, en situaciones donde la carga orgánica supera a la cantidad de oxígeno suministrado, puede presentarse condiciones anaerobias en toda la laguna.

Figura 5 Esquema de PTAR San Bartolo. 

^{Torres (2012}) y ^{Zieliński et al. (2023}) detallan que los tratamientos anaerobios de aguas residuales producen lodos estabilizados. Esta afirmación se refleja en la concentración de sólidos volátiles de los lodos de la laguna anaerobia de la PTAR Huáscar, con menos del 60% de SV (Figura 6 y Tabla 4). En el caso del biodigestor de la PTAR San Jerónimo (Figura 7), al que ingresan lodos de sedimentador primario y secundario, se obtuvo un lodo estable, cuya concentración de sólidos volátiles fue menor a la descrita por ^{Luduvice (2007}), quien indica que los lodos mixtos digeridos se caracterizan por tener de 60% SV a 65% SV. En el caso de los lodos del tanque Imhoff de la PTAR Totora (Figura 8), estos poseen la más baja concentración de sólidos volátiles como resultado de un secado en lecho de 3 a 4 meses.

Figura 6 Esquema de PTAR Huáscar. 

Figura 7 Esquema de PTAR San Jerónimo. 

Figura 8 Esquema de PTAR Totora. 

Parámetros de toxicidad química

En la Tabla 5 se observa que las concentraciones promedio de metales pesados en todas las muestras resultaron menores a los límites máximos del DS-N°015-2017-VIVIENDA (^{VIVIENDA, 2017}), por lo cual, los lodos procedentes de aireación extendida, laguna aireada, laguna anaerobia, digestor anaerobio y tanque Imhoff pueden ser considerados como biosólidos de clase A o B. La clasificación final de las muestras se estableció en función de los resultados de los parámetros microbiológicos como se explicará más adelante.

Los lodos con mayor concentración de metales fueron los provenientes de la laguna aireada; no obstante, la concentración de Cr y Ni fue más alta en los lodos de las tecnologías de lodos activados con aireación extendida y laguna anaerobia, respectivamente. La presencia de metales pesados en los lodos es consecuencia de la composición del agua residual y de la eficiencia de remoción metálica de cada sistema de tratamiento. ^{Da Silva et al. (2007}) y ^{Liu (2016}) señalan que la contaminación de las aguas residuales por metales pesados se debe principalmente a las descargas de efluentes industriales pertenecientes a industrias químicas (fabricación de compuestos orgánicos o inorgánicos, curtido, industrias farmacéuticas, lavanderías, etc.) o procesamiento de metales (fundiciones). Respecto a las eficiencias de remoción, las tecnologías de lagunas aireadas y lodos activados pueden eliminar, del agua residual, hasta el 99% de metales, tales como, As, Cd, Pb, Cu, Hg, Cr, Ni y Zn (^{Da Silva et al., 2007}).

Las concentraciones de metales pesados en las muestras de lodos analizadas mostraron una secuencia descendente de Zn(Cu>Cr>Pb>Ni>As>Cd >Hg, similar a las reportadas por ^{Nascimento et al. (2020}) para lodos aerobios, anaerobios y mixtos; por ^{Jones et al. (2014}), para lodos de filtros biológicos, lodos activados y sistemas de eliminación biológica de nutrientes, y por ^{Yakamercan et al. (2021}), para lodos activados convencionales, lodos activados de aireación extendida y sistemas biológicos de eliminación de N y P.

En esta investigación, la concentración máxima de Zn fue 1 660 mg/kg, aproximadamente, resultado que se encuentra dentro del rango obtenido por ^{Yakamercan et al. (2021}). Este autor reportó que en lodos aerobios y anaerobios la concentración de Zn varía entre 342 mg/kg y 2 421 mg/kg. Adicionalmente, comparó sus resultados con los límites regulatorios de Turquía (2 500 mg/kg) y de Estados Unidos (2 800 mg/kg) y sostuvo que, aunque sus muestras no superaban los valores de dichos límites, la aplicación agronómica de lodos con gran contenido de Zn podía representar un riesgo para las plantas y el medio ambiente. A pesar de ello, es necesario tener en cuenta que el Zn es un micronutriente importante para las plantas (^{Latare et al. 2014}) y que existen suelos que carecen de este elemento, por ejemplo, los suelos áridos de la costa y los altoandinos en Perú (^{Manrique, 2013}).

En los lodos fecales se observó que estos cumplen con los límites máximos de los parámetros de toxicidad química regulados por el Estado peruano y que, además, es el Zn quien posee las más altas concentraciones. De igual manera, ^{Ahmed et al. (2019}) reportaron que el Zn es el metal con mayor presencia en muestras de lodos fecales, alcanzando un valor de 694 mg/kg en base húmeda (15.8% humedad). Este resultado es mayor al encontrado en la presente investigación y estaría influenciado por descargas de efluentes comerciales o industriales. El protagonismo y la amplia variabilidad, del Zn en los lodos fecales se atribuye a que la ingesta de este metal se da a través de distintos alimentos tales como carnes rojas, mariscos, derivados de lácteos, huevos, nueces, semillas, legumbres y cereales sin refinar (^{Rubio et al., 2007}; ^{López de Romaña et al., 2010}); mientras que, la excreción ocurre mediante las heces y orina, aunque mediante la última solo se excreta menos del 2% (^{Rubio et al. 2007}).

Con relación a los niveles de biodisponibilidad y ecotoxicidad de los metales pesados en los lodos, se conoce que depende de diversos factores. La biodisponibilidad está sujeta a la concentración de las fracciones móviles y movilizables, pH del suelo, concentración de materia orgánica del suelo, tipo de plantas a cultivar y fase de crecimiento de estas (^{Fijalkowski et al., 2017}; ^{Warman & Termeer 2005}; ^{Alvarenga et al., 2015}). Por su parte, la ecotoxicidad de los lodos está más influenciada por el grado de estabilización y el contenido de compuestos fenólicos que por la presencia de contaminantes inorgánicos como los metales pesados (^{Fuentes et al., 2006}; ^{Roig et al., 2012}a). Para realizar un reciclaje de lodos seguro, ^{Wang et al. (2008}) considera que, en lugar de emplear estos materiales en cultivos comestibles, es más adecuado utilizarlos en viveros, pastizales o tierras forestales puesto que, en estos destinos, la cadena alimentaria no constituye una preocupación. En esta misma línea, el D.S. N° 015-2017-VIVIENDA (^{VIVIENDA, 2017}) establece que el biosólido de clase A puede ser reaprovechado como acondicionador del suelo en agricultura, con excepción de aplicaciones directas a cultivos de vegetales y frutas rastreras de consumo crudo, y/o mejoramiento de suelos. Del mismo modo, el biosólido de clase B debe ser reaprovechado en fines agrícolas y/o forestales para plantas de tallo alto y que son procesadas para su comercialización, material de cobertura final de estructuras de disposición final (residuos sólidos o relaves), entre otras que excluyan el contacto directo con la población y actividades ganaderas.

Parámetros de higienización

En la Tabla 6 se observa que todos los lodos analizados exceden la concentración máxima de E. coli permitida para la clasificación tipo A. Por lo tanto, solo los lodos procedentes de lodos activados de aireación extendida, laguna aireada, laguna anaerobia, digestor anaerobio y tanque Imhoff se pueden clasificar como biosólido tipo B.

Contrario a lo esperado, los lodos aerobios estabilizados mediante secado solar no mostraron un descenso en su concentración de E. coli. Esto se atribuye a que el rango de temperatura, bajo el cual opera el secador, es compatible con las condiciones de desarrollo de la bacteria. Dicho rango varía entre los 30°C y 40°C (T° máx: 50 °C) y conforme a ^{Rípodas et al. (2017}) E. coli puede desarrollarse desde los 7°C hasta los 50 °C, con una temperatura óptima de 37°C. ^{Pinto (2007}) detalla que, a escala de laboratorio, la E. coli muere a 60 °C y 70 °C con tiempos de exposición de 60 y 5 minutos, respectivamente.

En el caso de los lodos del digestor anaerobio, la higienización de los lodos podría alcanzarse si la digestión se realizara de manera termofílica. ^{Cheunbarn & Pagilla (2000}) reportaron, bajo un sistema termofílico-mesofílico, una reducción de E. coli de 8 log₁₀ a 2 log₁₀. Asimismo, ^{Rojas & Cabirol (2000}), alcanzaron una disminución de 4.99 log₁₀ en un arreglo mesofílico-termofílico con un tiempo de retención hidráulico de 15 y 20 días, respectivamente.

La higienización de los lodos del digestor anaerobio podría alcanzarse si la digestión se realizara de manera termofílica. ^{Cheunbarn & Pagilla (2000}) reportaron, bajo un sistema termofílico-mesofílico, una reducción de E. coli de 8 a 2 unidades logarítmicas. Asimismo, ^{Rojas & Cabirol (2000}) alcanzaron una disminución de 4.99 unidades logarítmicas en un arreglo mesofílico-termofílico con un tiempo de retención hidráulico de 15 y 20 días, respectivamente.

El incremento del tiempo de almacenamiento de los lodos fecales disminuye la concentración de E. coli. No obstante, aún en las cámaras de recolección anual, se tienen lodos que incumplen el DS-N°015-2017-VIVIENDA (^{VIVIENDA, 2017}). ^{Niwagaba (2009}) sugiere que, cuando las temperaturas ambientales sean cercanas a 20°C, los lodos deberán permanecer almacenados 2 años para asegurar la reducción de patógenos.

La viabilidad de los huevos de helminto no fue determinada en este estudio, la Tabla 6 expone los resultados del conteo de dichos microorganismos. La diferencia entre el número de huevos en los lodos residuales y fecales confirma lo expuesto por Montangero & Strauss, citados por ^{Niwagaba et al. (2014}) quienes afirman que la concentración de helmintos en los lodos fecales es generalmente de 10 a 100 veces mayor que en los lodos de PTAR.

El efecto de los lodos sobre la actividad microbiana del suelo ha sido estudiado, y se ha encontrado que, el uso agrícola de lodos anaerobios, no provoca efectos negativos en las vías bioquímicas relacionadas con la mineralización de nutrientes (N, P y S) (^{Banerjee et al., 1997}). ^{Natividad et al. (2020}) realizaron experimentos a nivel piloto donde encontraron que la enmienda con lodos digeridos aeróbicamente no disminuye la calidad microbiológica de los suelos y que la concentración bacteriana, luego de la fase de cosecha de cultivos, se reduce a niveles más bajos que los identificados antes de la enmienda. Por ejemplo, en el caso de E. coli, la concentración final fue 10¹-10² UFC/g con concentraciones iniciales de 6.34 ± 0.4 x 10⁵ UFC/g, 2.0 ± 1.1 x 10³ UFC/g y 4.8 ± 0.6 x 10⁴ UFC/g en el lodo, suelo arcilloso y suelo arenoso empleados.

La supervivencia de los patógenos depende de un importante número de variables: capacidad de supervivencia del propio organismo, tipo de suelo, incidencia de la luz solar, climatología, método de aplicación del lodo, capacidad de retención de agua y microorganismos del suelo (^{Da Silva, 2007}; ^{Natividad et al., 2020}). Por lo tanto, se recomienda realizar pruebas a nivel piloto, previos al empleo de los lodos tipo A o B, en cultivos o suelos degradados.

Parámetros agronómicos

Los lodos procedentes de aguas residuales que mostraron las mayores concentraciones de C y N fueron los lodos aerobios (Tabla 7). Estos resultados son concordantes con los vistos en la Tabla 4, donde los lodos en mención también exhibieron mayor concentración de sólidos volátiles que los anaerobios. Los lodos fecales superaron las concentraciones de C y N de los lodos de PTAR, como consecuencia de su alto grado de inestabilidad (%SV > 80%).

Respecto a las concentraciones de P, se encontró que estas son más elevadas en los lodos de PTAR, especialmente en los aerobios. Esto ocurre debido a que las aguas residuales, además de orina, heces y residuos orgánicos, poseen restos de detergentes y jabones cuya composición puede estar vinculada a fosfatos (^{Andreoli et al., 2007}). En el caso del K, se observa mayor porcentaje en los lodos fecales mensuales y anuales. ^{Niwagaba et al. (2014}) señala que entre el 10 y 20% del total del K consumido por una persona es excretado a través de las heces y entre el 50 y 80% en la orina. Se presume que, en las PTAR, parte del K del afluente se elimina junto al efluente, quedando bajas concentraciones en los lodos. Como consecuencia de la naturaleza variante de los lodos, otras investigaciones han obtenido diversos resultados para las concentraciones de P y K. ^{Andreoli et al. (2007)}, rescatan que los porcentajes de P y K en lodos activados varían de 1.48 a 3.7 y de 0.01 a 0.36, respectivamente. ^{Alvarenga et al. (2015}) señala que los lodos activados de aireación extendida poseen concentraciones de P de 2.6% a 5.7% y de K de 0.58% a 1.16%. ^{Roig et al. (2012}b), por su parte, indica que los lodos digeridos anaeróbicamente contienen P entre 2.2% y 2.6% y K entre 0.4% y 0.5%. Por debajo de estos resultados, otros autores han señalado que algunos lodos anaerobios tienen solo 0.2%-0.4% de P y K (^{Andreoli et al., 2007}). En lodos fecales, ^{Ahmed et al. (2019}) expone que la concentración de P es 2.5% y la concentración de K 0.2%.

Los lodos poseen potenciales aptitudes agronómicas para su reaprovechamiento. No obstante, es necesario aplicar adecuados procesos de estabilización e higienización que aseguren el uso seguro de estos semisólidos. ^{Singh & Agrawal (2008}) manifiestan que “la enmienda de lodos mejora las propiedades del suelo, como la porosidad, densidad aparente, estabilidad de los agregados y capacidad de retención de agua”. Por su parte, ^{Melo et al. (2018}), expresan que la aplicación continua por 10 años de lodos residuales en campos de maíz puede suplir completamente a la fertilización mineral con P y micronutrientes y parcialmente a la fertilización con N, sin menoscabar la productividad del cultivo. Además, ^{Du et al. (2012}) destaca que, gracias a su elevado contenido de nutrientes, los lodos pueden contribuir al incremento del rendimiento y biomasa de los cultivos agrícolas.

Como método de estabilización o higienización enfocado en la agricultura puede considerarse como alternativa al compostaje. ^{Van Oorschot et al. (2000}) señalan que para iniciar este proceso se requieren de valores de C/N entre 26 y 31. No obstante, las relaciones C/N de los lodos aerobios y anaerobios estudiados son bajas, con valores de 6-7 y 8-12, respectivamente. Estos resultados son similares a los reportados por ^{Alvarenga et al. (2015}) y ^{Roig et al. (2012}b) quienes encontraron relaciones C/N que oscilaban entre los rangos 5.4-5.9 y 8-12 para lodos activados de aireación convencional y digestión anaerobia, respectivamente. En el caso de los lodos fecales, las relaciones C/N son mayores a las de los lodos residuales como consecuencia de su alta concentración de C y baja concentración de N, sin embargo, sus valores solo oscilan entre 11 y 25. Por consiguiente, para ser compostados, los lodos de PTAR y fecales necesitan materiales de co-compostaje ricos en C y con adecuados tamaños de partícula, que favorezcan a la aireación y estructura de las pilas de compostaje. ^{Torres et al. (2008}) afirman que una de las desventajas de los lodos es su fina estructura. Esta puede conducir a la formación de grumos, problemas de aireación, deficiencias en la degradación y disminución de la temperatura del proceso.