2.1 Ubicación y geografía de la zona de estudio

El cantón de Abangares se ubica al este de la provincia de Guanacaste, Costa Rica; presenta una altitud promedio de 175 m s.n.m. (con elevación mínima de 0 m y máxima de 1 350 m) y extensión territorial de 675 km2, y población de aproximadamente 20 200 habitantes. Como se observa en la Figura 1a, el cantón está conformado por los distritos de Las Juntas, Colorado, San Juan y Sierra; la cabecera del cantón de Abangares es Las Juntas, con una altitud promedio de 150 m s.n.m., una extensión territorial de 229 km2 y población de aproximadamente 10 000 habitantes, lo cual representa aproximadamente el 50 % de la población del cantón de Abangares ^{(INDER, 2015}).

En la Figura 1b se muestran las zonas del cantón de Abangares con una cota inferior a la elevación de la PTAR (125 m s.n.m.), esto es importante en el caso del reúso de agua residual tratada proveniente de la PTAR en áreas agrícolas, pues su transporte podría ser realizado por gravedad hasta las zonas donde será reutilizada. En el cantón de Abangares, el uso de suelo permitido es de cultivos anuales (1 754 ha), uso pecuario (29 298 ha) y uso forestal y conservación (35 714 ha); en la Figura 1c se presenta la distribución por uso de suelo en la extensión territorial de Abangares (^{MAG, 2020}).

Figura 1 Caracterización de la zona de estudio: (a) Ubicación del cantón de Abangares, (b) Zonas con cota inferior a la PTAR en Abangares (125 m s.n.m.), (c) Distribución de zonas de cultivos, pastos y boscosas en Abangares. 

2.2 Condiciones socioeconómicas de la zona de estudio

El cantón de Abangares presenta un desarrollo económico dedicado mayormente a la producción agropecuaria, principalmente a la ganadería, producción de granos básicos, café, hortalizas y caña de azúcar; específicamente en el distrito de Las Juntas, también hay actividades comerciales y servicios, mientras que en el distrito de Colorado se presenta producción de cemento, sal, piedra caliza y tajos ^{(INDER, 2015}).

De estas actividades mencionadas, las principales en Abangares son los cultivos de caña de azúcar y arroz para consumo nacional, estos cultivos abarcan áreas de 628 ha y 439 ha respectivamente; seguido por el cultivo de café de exportación, con 280 ha. El cultivo de pastos es una actividad económica importante en el cantón, cerca de 29 298 ha son dedicadas a su cultivo. Además, en Abangares hay producción apícola, producción de sal, producción de mariscos y ecoturismo. Existen varias organizaciones de personas productoras, algunas de las cuales están insertas adecuadamente en el mercado, y presentan proyectos en beneficio de la comunidad con un alto nivel de cohesión, tal como el Centro Agrícola Cantonal de Abangares y la Cooperativa de Caficultores, entre otras ^{(MAG, 2020}).

2.3 Condiciones ambientales de la zona de estudio

El cantón de Abangares cuenta con ocho zonas de vida, según la clasificación de Holdridge, las cuales son bosque húmedo premontano, bosque húmedo tropical, bosque muy húmedo montano bajo, bosque muy húmedo premontano y bosque seco tropical; además de zonas de vida transicionales entre las ya mencionadas ^{(INDER, 2015}). De forma general, las zonas de vida de bosque húmedo se caracterizan por vegetación alta y densa; generalmente es del tipo siempre verde. Específicamente en Las Juntas de Abangares, la zona de vida es de bosque húmedo tropical ^{(MAG, 2020}).

En cuanto a los regímenes de lluvias, los niveles de precipitación abarcan desde 1 400 mm·año-1 en las zonas moderadamente secas que se ubican a menor altitud y hasta 2 281 mm·año-1 en las zonas más húmedas y de mayor elevación. Respecto a la temperatura, el promedio anual varía entre 21.4 ºC y hasta 32.6 ºC en las zonas de menor altitud ^{(INDER, 2015}). En el Cuadro 1 se presentan las principales variables climáticas del cantón de Abangares.

El sistema fluvial del cantón de Abangares está compuesto por las vertientes del Pacífico y el Caribe. En la vertiente del Pacífico, se encuentran las cuencas de los ríos Abangares y Bebedero, mientras que en la vertiente del Caribe está compuesta por la cuenca del río San Carlos. Las Juntas de Abangares se encuentra en la cuenca del río Abangares. El tipo de suelo en el cantón de Abangares es, principalmente, alfisol, caracterizado por presentarse en áreas de relieve plano a ondulado, profundo y con una textura de media; también se encuentran suelos de tipo molisoles, ultisoles, vertisoles, entisoles e inceptisoles, en menor medida ^{(MAG, 2020}).

3.1 Modelo conceptual considerado

La Figura 2 muestra el diagrama de flujo considerado para este estudio de caso

Figura 2 Modelo conceptual considerado para los balances de materia y energía. 

Como se observa en la Figura 2, se consideró el tratamiento anaeróbico de las aguas residuales del núcleo de población de Las Juntas de Abangares por medio de un reactor anaeróbico de manto de lodo de flujo ascendente (UASB, por sus siglas en inglés), el cual trataría el agua residual de 10 000 habitantes, correspondiente a la población de Las Juntas de Abangares. El sistema de tratamiento corresponde a una PTAR propuesta para e cantón de Abangares, no corresponde a una PTAR existente. Se consideró que los subproductos que se generen pueden ser aprovechados en el cantón de Abangares, el cual incluye otros núcleos de población además de Las Juntas. El modelo de gestión circular consideró el aprovechamiento de los subproductos de tres fases del reactor anaerobio: efluente líquido para reúso agrícola (fase líquida), lodo deshidratado en lecho de secado para uso agrícola (fase sólida) y biogás para aprovechamiento energético (fase gaseosa).

Para el aprovechamiento de la fase líquida, se consideró el reúso tipo 5, según el Reglamento de Vertido y Reúso de Aguas Residuales ^{(DE-33601-S-Minae, 2007}), indicado para riego de pastos, forrajes, fibras, semillas y cultivos no alimenticios. Según los límites permisibles para el reúso de aguas ordinarias establecidos en el Reglamento de Vertido y Reúso de Aguas Residuales y las características típicas del efluente de un reactor UASB (^{von Sperling, 2014a}), sería posible utilizar el efluente del reactor UASB como fertilizante de campos agrícolas cultivados con pastos, sin necesidad de un postratamiento adicional (desinfección). El potencial financiero derivado del aprovechamiento de este subproducto se estimó por medio de la sustitución de dos tipos de fertilizantes: (i) fertilizantes compuestos (NPK) y (ii) fertilizantes nitrogenados. La aplicación del efluente es con el objetivo de satisfacer las demandas nutricionales del cultivo, no las demandas hídricas, por lo que no se consideran diferencias entre las condiciones para época seca y lluviosa.

Para el uso agrícola del lodo se tomó en cuenta lo dispuesto en el Reglamento para el Manejo y Disposición Final de Lodos y Biosólidos ^{(DE-39316-S, 2015}), considerando que el lodo deshidratado en los lechos de secado cumpliría con los requisitos de biosólido tipo B (para uso en terrenos donde no hay contacto directo con el público) y el lodo secado térmicamente cumpliría con los requisitos de biosólido tipo A (disposición en terrenos donde puede existir contacto directo con el público), pues el secado térmico también funcionaría como un sistema de higienización térmica del lodo (^{Lobato, 2011}). De este modo, para el uso del lodo se consideraron dos escenarios: (i) se consideró que el lodo deshidratado (biosólido tipo B) sería adecuado como fertilizante orgánico en campos agrícolas destinados al cultivo de pastos y (ii) para el caso del lodo secado e higienizado térmicamente (biosólido tipo A) se consideró su uso como fertilizante orgánico en cultivos de pequeña escala, como jardines o huertas familiares, para ser comercializado como un fertilizante orgánico de alta calidad (“de boutique”, según ^{Stamatelatou y Tsagarakis, (2015})). En este caso, el potencial financiero del aprovechamiento del lodo fue estimado como el ahorro derivado de la sustitución del uso de dos tipos de fertilizantes: (i) fertilizantes compuestos (NPK) y (ii) fertilizantes nitrogenados con el uso de lodo tipo B, el potencial financiero del lodo secado térmicamente (lodo tipo A) fue estimado con el precio comercial del compost orgánico.

Para el aprovechamiento del biogás se estimaron cinco escenarios: (i) quemado en antorcha sin aprovechamiento energético (escenario base-0); (ii) producción de electricidad por medio de motores de combustión interna (escenario 1); (iii) cocción en la comunidad en substitución de gas licuado de petróleo (LPG por sus siglas en inglés) (escenario 2); (iv) secado e higienización térmicos del lodo deshidratado (escenario 3) y (v) uso en la industria local (calderas) en sustitución de leña (considerando el ingenio de caña, beneficiado de café o industria local de minería artesanal de Las Juntas de Abangares) (escenario 4). Tanto para las estimaciones de valorización de los nutrientes en la fase líquida y sólida, como para el biogás, el potencial financiero derivado del aprovechamiento de estos subproductos se estimó por medio del costo de los productos sustituidos: fertilizante químico, fertilizante orgánico de boutique, electricidad, LPG y leña.

La estimación de la huella de carbono consideró cada uno de los escenarios mencionados en el párrafo anterior (para el aprovechamiento del biogás), cuantificando la reducción de emisión de carbono debido a la sustitución de las distintas fuentes de energía. Para calcular la huella de carbono neta de la PTAR, ese valor fue sustraído de la huella de carbono producida por la suma de las distintas fuentes de emisión de metano (CH₄) de la PTAR (^{Brandt et al., 2018}): CH₄ disuelto en el efluente anaerobio, emisiones fugitivas de CH₄ en el decantador del reactor UASB, fugas de biogás en el separador trifásico y emisiones puntuales debido a una eficiencia limitada de combustión en la antorcha en caso de no aprovechamiento energético del biogás. En relación con el CH₄ disuelto en el efluente anaerobio, se valoraron dos casos: (i) envío del efluente anaerobio directamente al área de irrigación agrícola sin ningún tratamiento previo (escenario A) y (ii) uso de una técnica de remoción de gases disueltos (cámara de desorción) con posterior oxidación biológica del gas residual en un biofiltro (escenario B) ^{(Brandt et al., 2019}). De este modo se reduciría sustancialmente la emisión no controlada de CH₄ desde el efluente anaerobio hacia la atmósfera durante su transporte hacia el área agrícola.

3.2 Procedimiento de cálculo y datos de alimentación del modelo

Para realizar las estimaciones de potencial de aprovechamiento de los subproductos del reactor UASB, su valor financiero y su huella de carbono, se desarrolló un modelo matemático de balances de materia y energía basado en el modelo conceptual de la Figura 2. Debido a la variación inherente de varios de los parámetros de entrada en el modelo matemático, se decidió usar simulaciones de Montecarlo, calculando un total de 10 000 simulaciones independientes para cada variable. Los parámetros de entrada fueron variados aleatoriamente siguiendo una distribución uniforme en el rango preestablecido, adoptando una metodología similar a la propuesta por ^{Lobato et al. (2012}). De lo anterior se infiere que los resultados obtenidos correspondieron a distribuciones de frecuencia (rangos de variación) de las variables de salida del modelo (y no valores puntuales), estos resultados son señalados en la Figura 2 como “subproducto final estimado”.

En el Cuadro 2 se muestran los parámetros utilizados para los cálculos asociados a los subproductos considerados en este estudio y los rangos de variación de cada parámetro estimados para las simulaciones.

Aunque para la mayoría de los parámetros de entrada fueron utilizados rangos de variación (Cuadro 2), algunos otros fueron considerados constantes. Los parámetros del modelo estimados como constantes fueron: la población de Las Juntas de Abangares (10 000 habitantes), el potencial de efecto invernadero del CH4 considerado como 28 kgCO2eq·kgCH -1 en un plazo de 100 años ^{(IPCC, 2021}), el valor energético del CH4 de 9.97 kWh·Nm-3 (^{Moran et al., 2014}), el factor de emisión (FE) del transporte de carga de 0.9 kgCO₂eq·km-1, el FE de la quema de leña de 1.64 kgCO₂eq·kg-1 ^{(International Energy Agency, 2018}) y la capacidad del camión de transporte de lodo deshidratado o secado térmicamente de 2 toneladas (valor arbitrario). Adicionalmente, algunos parámetros de uso del suelo del cantón de Abangares, utilizados durante la interpretación de los resultados, fueron: el área cultivada de tierras de labranzas (1 071.35 ha), el área cultivada de cultivos permanentes (1 809.19 ha) y el área cultivada de pastos (29 298.79 ha), según el ^{INEC (2015}).

3.3 Cálculo del potencial de reúso agrícola de los subproductos y aprovechamiento de los nutrientes

Para analizar el potencial de reúso agrícola de los subproductos generados en el tratamiento de aguas residuales y el aprovechamiento de sus nutrientes, fueron considerados el nitrógeno, el fósforo y el potasio, debido a su importancia en el crecimiento de cultivos (^{Román et al., 2013}). Se determinó, de forma teórica, la cantidad de los tres macronutrientes presentes en el efluente del reactor UASB y en el lodo generado en el tratamiento de las aguas residuales domésticas de Las Juntas de Abangares.

Por otro lado, se estimó la cantidad anual de nitrógeno, fósforo y potasio absorbida por las áreas cultivadas del cantón de Abangares, considerando el tipo de cultivos presentes en la zona; se incluyeron cultivos permanentes, tierras de labranza y pastos ^{(INEC, 2015}). La cantidad de fertilizantes químicos utilizados en la zona fue establecida como el 60 % de la cantidad de nutrientes absorbidos por las áreas cultivadas; debe considerarse que, en Costa Rica, aproximadamente en un 60 % de las áreas cultivadas son utilizados este tipo de fertilizantes ^{(INEC, 2015}). De esta forma, fue posible determinar la demanda de nutrientes en cultivos de pastos que normalmente es abastecida con fertilizantes químicos. Con estas informaciones fue posible comparar la cantidad de nutrientes presente en los subproductos generados durante el tratamiento de aguas residuales con la cantidad de nutrientes necesarios para el crecimiento de los cultivos de pastos del cantón, con indicaciones de la fracción de fertilizantes químicos que podría ser sustituida por medio del reúso de los subproductos. En el Cuadro 3 se presentan las ecuaciones utilizadas para realizar los cálculos mencionados.

Cuadro 3 Ecuaciones consideradas para el cálculo de la cantidad de nutrientes presentes en los subproductos y su aprovechamiento en agricultura. 

Ec.: Ecuación utilizada.

Como se observa en el Cuadro 3, también se determinó la dosis de efluente y de lodo necesaria para satisfacer la necesidad de nutrientes de las áreas cultivadas con pastos, de esta forma fue posible estimar la cantidad máxima de subproducto que puede ser aplicado por unidad de área y, por lo tanto, el área requerida para el reúso de los subproductos. Para realizar las estimaciones se consideró que el efluente sería aplicado por el método de fertirrigación y el lodo seco sería aplicado por incorporación en el suelo (^{Matos y Matos, 2017}); esto es importante, principalmente, para el caso del aprovechamiento del efluente del reactor, pues su aplicación tendrá como objetivo satisfacer los requerimientos nutricionales del cultivo y no la demanda hídrica de este (Ecuación 6N).

3.4 Cálculo del potencial de generación de energía y huella de carbono a partir de la digestión anaerobia de las aguas residuales

Para los cálculos de generación de energía y huella de carbono se consideraron balances de masa y energía basados en la carga de DQO del agua residual cruda y sus rutas de conversión en el reactor anaerobio, tomando en cuenta las especificidades de cada uno de los escenarios y tratamientos específicos mostrados en la Figura 2. El Cuadro 4 muestra las ecuaciones utilizadas para esta etapa del estudio.

Cuadro 4 Ecuaciones consideradas para el cálculo de los balances energéticos y de huella de carbono. 

Ec.: Ecuación utilizada. Adaptado de ^{Chernicharo et al. (2017}) y ^{Lobato et al., (2012})

La huella de carbono de la PTAR fue computada como la suma de la huella de carbono de la emisión total de CH₄ (Ecuación 4E) y la huella de carbono reducida (valor negativo) por la sustitución de otras fuentes de energía gracias al aprovechamiento de los subproductos de la PTAR (Ecuación 6E).

4.1 Reúso agrícola del efluente de la PTAR y uso agrícola del lodo generado

En el Cuadro 5 se presentan resultados intermedios obtenidos al realizar los cálculos para estimar el potencial de reúso agrícola de los subproductos generados en la PTAR.

En el Cuadro 5 se observan las cantidades de lodo deshidratado producido y del efluente generado en el tratamiento de aguas residuales, es decir, de los subproductos que pueden ser aprovechados directamente para fines agrícolas. También se muestran las cantidades anuales de nitrógeno, fósforo y potasio que son absorbidas en las áreas cultivadas del cantón de Abangares (incluyendo pastos, cultivos permanentes y tierras de labranza) y el costo del nitrógeno presente en fertilizantes químicos de tipo compuesto y tipo nitrogenado.

En la Figura 3 se muestra la cantidad anual de nitrógeno, fósforo y potasio presente en la fase líquida (efluente de reactor UASB) y en la fase sólida (lodo deshidratado) de los subproductos generados en el tratamiento de aguas residuales de las Juntas de Abangares; también se muestra la demanda de nutrientes provenientes de fertilizantes químicos en los cultivos (incluyendo cultivos permanentes, tierras de labranza y pastos) y de las áreas cultivadas únicamente con pastos.

En la Figura 3 se observa que la cantidad de nitrógeno, fósforo y potasio presentes en la fase líquida es de entre 25.0 a 41.5 ton·año-1; 3.98 a 6.60 ton·año-1 y 11.6 a 19.2 ton·año-1 (en 75 % de las simulaciones), respectivamente. En la fase sólida, la cantidad de los tres nutrientes: nitrógeno, fósforo y potasio, es de entre 1.68 a 2.68 ton·año-1, 0.73 a 1.47 ton·año-1 y 0.22 a 0.41 ton·año-1 (en 75 % de las simulaciones). Por lo tanto, la cantidad total de nitrógeno, fósforo y potasio en los subproductos, incluyendo la fase líquida y sólida es de 27.2 a 43.7 ton·año-1, 5.10 a 7.76 ton·año-1 y 11.9 a 19.6 ton·año-1 (en 75% de las simulaciones), respectivamente.

También en la Figura 3 se visibilizan, para los mismos nutrientes, las cantidades estimadas de demanda de fertilizantes químicos de las áreas cultivadas del cantón de Abangares, pues estas zonas son las más adecuadas para la valorización de los nutrientes presentes en los subproductos del tratamiento de las aguas residuales. Se observa que la demanda de nutrientes provenientes de fertilizantes químicos para los cultivos de pasto varía entre 1 817 a 3 571 ton·año-1, 318 a 629 ton·año-1 y 2 882 a 5 624 ton·año-1 (en 75 % de las simulaciones), de nitrógeno, fósforo y potasio, respectivamente.

La cantidad de nitrógeno, fósforo y potasio presentes en los subproductos permitiría satisfacer una fracción pequeña del total de fertilizantes demandados para el cultivo de pastos. Esa fracción está entre 0.94 a 1.96%; 0.97 a 2.03% y 0.26 a 0.55% (en 75 % de las simulaciones), para el nitrógeno, fósforo y potasio, respectivamente. Para la disposición del efluente en campos agrícolas, con una dosis de aplicación de entre 5 500 a 9 167 m3·ha-1·año-1, son necesarias entre 99.5 a 192.4 ha (en 75 % de las simulaciones), lo cual representa entre 0.33 y 0.65 % de los terrenos cultivados con pastos en el cantón. En el caso del lodo, con una dosis de aplicación de entre 2.70 a 5.36 ton·ha-1·año-1, son necesarias entre 17.3 a 38.9 ha (en 75 % de las simulaciones), es decir, entre un 0.06 a 0.13 % de las áreas destinadas al cultivo de pastos del cantón de Abangares.

A partir de estos datos, es posible observar que para reusar los subproductos en agricultura, es necesario un porcentaje pequeño (menor a 1 % en el 100 % de las simulaciones) de las áreas cultivadas en el cantón, y se concluye que en el cantón de Abangares existe área suficiente para el aprovechamiento total del efluente y el lodo generado en el tratamiento de las aguas residuales en Las Juntas; además, se debe señalar que en el caso de Abangares, la mayor parte de las áreas agrícolas están cultivadas con pastos (INEC, 2015), lo cual las hace idóneas para el aprovechamiento de los subproductos, debido a las menores exigencias sanitarias para su manejo (no es necesario desinfectar el efluente, y la higienización del lodo puede ser menos intensa).

Figura 3 Comparación de cantidad de nutrientes en subproductos y demanda de fertilizantes químicos, en el cantón de Abangares 

En la Figura 4 se presenta el potencial financiero derivado del ahorro de la sustitución de una fracción de la demanda de fertilizantes químicos de las áreas cultivadas con pastos, reemplazando los fertilizantes químicos con la fase líquida (efluente del reactor UASB) y fase sólida (lodo deshidratado) generadas en la PTAR.

Figura 4 Potencial financiero al sustituir fertilizantes químicos con subproductos generados en el tratamiento de aguas residuales, en el cantón de Abangares. 

En ambos casos, el potencial financiero está ligado a los ahorros derivados de la cantidad de fertilizante sustituido. Con el reúso del efluente del reactor UASB, existe un potencial financiero de entre ₡ 53.1 a 102.8 millones al año (US$ 93 a 180 miles al año) al sustituir fertilizantes compuestos y de entre ₡ 16.2 a 31.3 millones al año (US$ 28 a 54 miles al año) al sustituir fertilizantes nitrogenados (en 75 % de las simulaciones).

En el caso del lodo seco, el potencial financiero es de entre ₡ 3.62 a 6.65 millones al año (US$ 6 a 11 miles al año) al sustituir fertilizantes compuestos y de entre ₡ 1.09 a 2.04 millones al año (US$ 1.9 a 3.5 miles al año) al sustituir fertilizantes nitrogenados (en 75 % de las simulaciones). Además, se estimó el potencial financiero del lodo secado térmicamente, el cual puede reemplazar el fertilizante orgánico comercial (compost de alta calidad); en este caso el lodo deshidratado tendría un valor de entre ₡ 26.2 a 32.0 millones al año (US$ 46 a 56 miles al año). Es importante indicar que, en este escenario, el destino final del lodo deshidratado no reemplazaría fertilizantes utilizados en áreas agrícolas, sino que sustituiría los abonos comúnmente utilizados en jardines o huertos familiares, producto conocido en la bibliografía como “fertilizante de boutique” (^{Stamatelatou y Tsagarakis, 2015}).

Con esta información se puede concluir que, desde el punto de vista financiero, resulta más conveniente el reemplazo de fertilizantes compuestos con el reúso del efluente del reactor. En el caso de la fase sólida, financieramente resulta mejor el secado térmico del lodo y su posterior comercialización para que sea utilizado en jardines o huertos familiares; sin embargo, para tomar una decisión es necesario considerar que debe implementarse el secado térmico del lodo y que en la estimación no fueron incluidos los costos inherentes a la comercialización del producto.

El potencial de ahorro que se deriva del reúso de los subproductos puede resultar beneficioso principalmente para fincas pequeñas; por ejemplo, para una finca cultivada con pastos, el reemplazo del 70 % de los fertilizantes químicos puede implicar un ahorro de entre ₡180 120 a 485 650 ha-1·año-1 (US$ 315 a 852 ·ha-1·año-1), en 75 % de las simulaciones, dependiendo del tipo de fertilizante químico reemplazado y la absorción de nutrientes específicas del pasto. Este tipo de experiencias han sido implementadas exitosamente en regiones agrícolas de otros países, se puede mencionar el caso del Estado de Paraná, Brasil, donde el lodo ha sido utilizado para sustituir aproximadamente un 70 % del consumo de nitrógeno comúnmente aplicado en determinadas zonas agrícolas, generando una reducción de aproximadamente ₡ 123 000 ·ha-1 (US$ 216 ·ha-1) en el consumo de fertilizantes, en el período del 2011 a 2013 (^{Bittencourt et al., 2017}).

4.2 Producción de energía y posibles modos de aprovechamiento

El Cuadro 6 muestra un resumen de los resultados intermedios más importantes para los cálculos de balance de energía y huella de carbono.

El Cuadro 6 permite observar que el reactor UASB podría producir una cantidad significativa de biogás, de aproximadamente 14.2 a 26.2 NL·hab-1·d-1 (para 75 % de las simulaciones), aun cuando existen pérdidas significativas de metano en forma disuelta en el efluente y pérdidas fugitivas o fugas de biogás (de aproximadamente 30-40% del total de CH₄ producido, según ^{Souza et al. (2011})). El valor encontrado es ligeramente superior al reportado por ^{Lobato et al., (2012}), de 9.8 a 17.1 NL·hab-1·d-1, posiblemente debido al mayor aporte de agua residual cruda considerado en este estudio ^{(Lobato et al. (2012})) estimaron un aporte per cápita de 0.12-0.22 m3·hab-1·d-1, típico de la realidad local representada en su estudio).

Adicionalmente, el Cuadro 6 muestra una diferencia importante en términos de emisión de CH₄ desde el efluente anaerobio cuando se considera un sistema de remoción de CH₄ disuelto (cámara de desorción en este caso). Esta unidad, además de ser de operación sencilla (^{Brandt et al., 2018}), permite también la remoción de sulfuro de hidrógeno (H₂S) disuelto, con eficiencias superiores 80 % (^{Centeno-Mora et al., 2020}), con lo que se limitaría la formación de malos olores por la emisión de ese gas en la conducción y sistema de irrigación. Finalmente, el Cuadro 6 muestra que el aprovechamiento del biogás del reactor UASB tiene el potencial para sustituir algunas fuentes de energía en la comunidad de Abangares: aproximadamente 429 a 805 kWh·d-1 de electricidad (75 % de las simulaciones), lo que equivale al consumo diario promedio de unas 60 a 111 familias (consumo promedio mensual de 217 kWh·mes-1, de acuerdo con ^{Valverde (2019})); 160 a 293 L·d-1 de LPG (75 % de las simulaciones) para cocinar que podría suplir la demanda de aproximadamente 180 a 331 familias (suponiendo un tiempo de uso de 90 min·d-1 a una demanda de 0.59 L·h-1 de LPG para cocinar, en promedio); una reducción de 180 a 444 km·año-1 en distancia recorrida para el transporte de lodos (75 % de las simulaciones); o aproximadamente 198 a 364 kg·d-1 de leña (75 % de las simulaciones) que podría ser aprovechado en industrias locales como el ingenio de caña, beneficio de café o la minería de oro locales.

La Figura 5 presenta los resultados de potencial financiero de cada uno de los escenarios evaluados para el aprovechamiento del biogás generado en el sistema anaerobio.

a: LPG Gas licuado de petróleo; b: para cocción de alimentos, c: ahorro de combustible para transporte de lodo

Figura 5 Comparación de escenarios de aprovechamiento energético del biogás en términos de potencial financiero. 

La Figura 5 muestra que el escenario 1 de producción de electricidad daría el mayor potencial financiero a la comunidad, con un valor entre ₡ 13.4 y 25.1 millones al año (US$ 21.2 a 39.8 miles al año) para el 75 % de las simulaciones, seguido de cerca de la opción de sustitución de LPG para cocinar, con un ingreso potencial de ₡ 12.5 a 24.8 millones al año (US$ 19.8 a 39.4 miles al año).

La sustitución de leña se traduciría en un ahorro en las industrias locales estimada en ₡1.3 a 3.0 millones al año (US$ 2.1 a 4.8 miles al año) para el 75 % de las simulaciones. Por último, la reducción en el consumo de gasolina derivada de la reducción del volumen de lodo a transportar por el secado térmico del lodo solo permitiría ahorrar aproximadamente ₡ 20.0 mil al año (menos de US$ 40 al año), debido a la reducida producción de lodo en el sistema anaerobio y a las cortas distancias de transporte asumidas en este estudio. Sin embargo, como se analizó en el apartado anterior, la venta del lodo secado térmicamente como compost orgánico de alta calidad podría aportar ingresos financieros del orden de ₡ 30 millones al año (US$ 47.6 miles al año), aun cuando no haya una ventaja directa a nivel de aprovechamiento energético del biogás. La Figura 6 muestra los resultados de huella de carbono para los escenarios simulados, considera una PTAR sin sistema de desorción para el efluente anaerobio (A) y otro caso con esa técnica de control de emisiones (B).

Figura 6 Comparación de escenarios de aprovechamiento energético del biogás en términos de huella de carbono sin (A) y con (B) sistema de desorción de metano disuelto. 

A partir de la Figura 6 es posible concluir que: (i) la inclusión de una etapa de remoción de CH₄ disuelto (en este caso cámara de desorción, según ^{Brandt et al., 2018}) con tratamiento del gas residual en un biofiltro, reduciría a menos de la mitad la huella de carbono de una PTAR anaerobia que considere únicamente el quemado del biogás generado sin su posterior aprovechamiento, por lo que debería tenerse en cuenta en todos los proyectos de reactores anaerobios; (ii) al considerar cualquier tipo de aprovechamiento del biogás generado en el reactor UASB también se reduce sustancialmente la huella de carbono del sistema, ya que se limita la emisión puntual de CH₄ en el quemador de biogás (a pesar de una elevada eficiencia de destrucción térmica del CH₄ en estas unidades). Y (iii), la substitución de leña para uso industrial (o cualquier otro uso) con sistema de desorción de gases disueltos (B-4) y la substitución de gas de cocina con sistema de desorción de gases disueltos (B-2) permitirían conseguir un sistema carbono neutral y hasta compensar emisiones de carbono adicionales. En el caso del escenario B-4, la huella de carbono sería de aproximadamente -11 a -116 tonCO₂eq·año-1 (-1.1 a -11.6 kgCO2eq·hab-1·año-1) para el 75 % de las simulaciones, mientras que para el escenario B-2, este parámetro estuvo comprendido entre +14.1 y -71.9 tonCO₂eq·año-1 (+1.4 a -7.2 kgCO2eq·hab-1·año-1) para el 75 % de las simulaciones. Los otros escenarios, con consideración de sistema de desorción de gases disueltos (escenarios B), tendrían huellas de carbono de aproximadamente 61 a 113 tonCO2eq·año-1 para la generación de electricidad (B-1), y 78 a 129 tonCO2eq·año-1 para la opción de secado térmico del lodo, considerando el 75 % de las simulaciones para todos los casos. Por lo tanto, el estudio muestra que el uso del biogás para generar electricidad produciría los mayores ahorros financieros en la comunidad, mientras que la menor huella de carbono estaría del lado de la substitución de leña en usos industriales. El uso del biogás para cocinar, en substitución de LPG, tuvo el segundo lugar en ambas variables de estudio.

A modo de comparación, el ^{IMN (2021}) estima una huella de carbono del uso de los tanques sépticos de 4.38 kgCH4·hab·año-1, equivalente a 122.6 kgCO2eq·hab-1·año-1, que para la población de este estudio produciría 1 226 tonCO₂eq·año-1. Este valor es muy superior a los resultados presentados en la Figura 6, y estaría por encima de más del 100 % de los casos simulados en el escenario A-0, el más negativo de todos escenarios simulados en términos de huella de carbono. También, si se considera un proceso de tratamiento de lodos activados de aireación extendida, de uso común en Costa Rica (^{Centeno Mora y Murillo Marín, 2019}), el consumo energético del sistema variaría entre 20-35 kWh·hab-1·año-1 (^{von Sperling, 2014b}), que se traduciría en una huella de carbono de aproximadamente 0.6-4.1 kgCO2eq·hab-1·año-1. Para el total de la población de estudio esto equivaldría a 6-41 tonCO₂eq·año-1, valor inferior a la mayoría de los escenarios valorados, aunque sigue sin ser carbono negativo como es el caso de los escenarios B-2 y B-4. Adicionalmente, el costo energético de esta opción rondaría los ₡ 1 440 3 500·hab-1·año-1 (US$ 2.3-5.6 ·hab-1·año-1), para un total aproximado anual comprendido entre 14.4 y 35.0 millones de colones (US$ 22.8-55.6 mil) que contrasta con el ingreso de proporciones similares que podría ser producido en la comunidad, si se genera electricidad o se cocina con el biogás del sistema anaerobio.