Departamento de Ingeniería Química, Tecnología de Alimentos y Tecnologías del Medio Ambiente

Digestión anaerobia termofílica seca de residuos sólidos urbanos: estudio de las variables del proceso en el arranque y estabilización del bio-reactor

Tânia Forster Carneiro Cádiz, Noviembre de 2005

UMI Number: 3198022

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Departamento de Ingeniería Química, Tecnología de Alimentos y Tecnologías del Medio Ambiente

Universidad de Cádiz

TESIS DOCTORAL

DIGESTIÓN ANAEROBIA TERMOFÍLICA SECA DE RESIDUOS SÓLIDOS URBANOS: ESTUDIO DE LAS VARIABLES DEL PROCESO EN EL ARRANQUE Y ESTABILIZACIÓN DEL BIO-REACTOR

TÂNIA FORSTER CARNEIRO

Cádiz, Noviembre de 2005

DIGESTIÓN ANAEROBIA TERMOFÍLICA SECA DE RESIDUOS SÓLIDOS URBANOS: ESTUDIO DE LAS VARIABLES DEL PROCESO EN EL ARRANQUE Y ESTABILIZACIÓN DEL BIO-REACTOR

Memoria presentada por la Ingeniera Dñª. Tânia Forster Carneiro para optar al grado de Doctora en Ingeniería Química por la Universidad de Cádiz

Fdo: TÂNIA FORSTER CARNEIRO Cádiz, Noviembre de 2005

LA PRESENTE TESIS DOCTORAL HA SIDO DIRIGIDA POR LOS Drs. D. LUIS ISIDORO ROMERO GARCÍA, PROFESOR TITULAR DE INGENIERÍA QUÍMICA, Y Da. MONTSERRAT PÉREZ GARCÍA, PROFESORA TITULAR DE TECNOLOGÍAS DEL MEDIO AMBIENTE Y CUMPLE LOS REQUISITOS EXIGIDOS POR LA LEGISLACIÓN VIGENTE.

LOS DIRECTORES:

Fdo: Da. Montserrat Pérez García

Fdo: D. Luis Isidoro Romero García

VºBº

Fdo: D. José María Quiroga Alonso Director del Departamento de Ingeniería Química, Tecnología de Alimentos y Tecnologías del Medio Ambiente.

AGRADECIMIENTOS

La realización de una Tesis Doctoral conlleva mucho esfuerzo y no es sólo trabajo del doctorando, sino que son muchas las personas implicadas. Mi agradecimiento a todas aquellas personas e instituciones que de una u otra forma me han ayudado en este camino: Al Dr. D. Diego Sales Márquez, Rector de la Universidad de Cádiz y Catedrático del Departamento de de Ingeniería Química, Tecnología de Alimentos y Tecnologías del Medio Ambiente, en primer lugar, por que hace unos años me brindó la oportunidad de pertenecer al grupo de investigación que dirige y, sobre todo, por su alto grado de empatía. Mi más sinceros agradecimientos a los profesores Dr. Luis Isidoro Romero García y Dra. Montserrat Pérez García, Directores de la presente Tesis Doctoral, por haberme conducido hasta aquí, por la gran labor realizada en la dirección de la presente memoria, por muchas horas dedicadas a enseñarme y a solucionar los problemas, y por brindarme no solo de vuestros apoyo y estimulo, sino de vuestras confianza, cariño y amistad. Desde el día que ingresé el grupo de los “anaerobios” hasta hoy solo encuentro motivos de agradecimiento. Trabajar con personas de vuestras calidad humana es siempre reconfortante. A la Coordenaçao de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nivel Superior (CAPES) del Brasil por la beca de doctorado que me fue concedida para financiar parte de mi formación investigadora. Al Ministerio de Ciencia y Tecnología (MCyT) de España, por el proyecto de investigación N.PPQ2001-4032. Al restaurante universitario del Centro Andaluz Superior de Estudios Marinos (CASEM) de la Universidad de Cádiz, por el subministro de las muestras de residuo para la realización de este trabajo. A la Planta de Reciclaje y Compostaje “Las Calandrias” ubicada en Jerez de la Frontera (Cádiz), por el subministro de las muestras de residuo sólido urbano para la realización de este trabajo. A Estación de Tratamiento de Aguas Residuales- EDAR “Guadalete” ubicada en Jerez de la Frontera (Cádiz), por el subministro de las muestras de lodos para la realización de este trabajo. A todos los profesores, personal técnico y becarios del Departamento de Ingeniería Química, Tecnología de Alimentos y Tecnologías del Medio Ambiente, Loli, Ana Roldan, Cristina, Nacho, Nela, Juanito, Beli, Juan Ramón, Ricardo, Pepa, Maria del Mar, Juan Gómez, Ana Blandino, Casimiro, Ildefonso, Lola y Clara, por las enseñazas durante el curso de Doctorado y por las innumerables ocasiones que me han ayudado. Muchas gracias.

A todos los profesores del Grupo de Investigación “Tecnologías del Medio Ambiente”, por que, tras tantas horas de trabajo y de convivencia, se sobrepasan los límites profesionales y se crean amistades. Por compartir conmigo tantas cosas, muchos momentos buenos y divertidos y algunos un poco más “estresantes”. Por que todos han contribuido a que esta Tesis saliera adelante, bien ayudándome a solventar un problema o bien con una palabra de apoyo, un consejo o apenas con una sonrisa, tan importantes en determinados momentos. A los profesores Dr. D. Enrique Nebot y Dr. D. José Mª Quiroga, por haberme acogido en mi primero día en España y por sus interés en el trabajo realizado. A los profesores Dr. D. Juan Antonio López Ramírez, Perales y Pepa por los buenos momentos junto a una “autentica paella española y andaluza”. A las profesoras más jóvenes y recién madres del departamento, Rocío y Loli, que habéis sido una constante referencia para mí en el día a día, por vuestra amistad. Además de mi amistad, les debo toda mi admiración. A todos los integrantes del grupo que tras tantas horas de trabajo y de casi convivencia, Vanesa, Asu, Carmen, Lourdes, Maria del Mar, Carlos Aragón, Antonio, Miguel, Abel y Txomin, que me han hecho pasar buenos momentos a lo largo de estos cuatro años. De forma especial a mis compañeros de laboratorio, Mª Ángeles, Blanca, Rosa, Alberto, Carlos, Libo y Raúl. A los amigos que me han hecho pasar buenos ratos: Patricia, Gerardo, Mª Ángeles, Israel, Mª Carmen, Machu, Zulema, Manolo, Raquel, Loli, Ana, Dani, Cristina, KiKi, Reme, Antonio, Valme, Domi, Mónica, Alí, Maite y Miguel. A los profesores Dres. D. Miguel Palma Lovillo, Dª Rosa Varela Montoya y D. Francisco Antonio Macias Domínguez, por su amistad, amabilidad y apoyo. A los demás, y en ausencia de más espacio, un enorme gracias. A mis “eternos” amigos, Edna, Nuria, Nicolas, Joanna, Sergio, Juninho, Chan, Luizinho, Vania, Wagao, Sandra, Tico, Graziela, Lú, Érica, porque la verdadera amistad perdura el tiempo e, incluso, en la distancia. A mis hermanos, Malu y Márcio, por su cariño. De forma muy especial a mis padres, Eny e César, y a mis suegros, Mirtha y Horácio. Ellos han sido, sin duda, los mejores ejemplos de vida y profesionalidad, enseñándome a superarme a hacer las cosas bien hechas. Por la ilusión que han puesto en mi trayectoria y por su cariño… Finalmente, a Mauricio, que ha vivido conmigo todos y cada uno de los problemas y satisfacciones que este trabajo conlleva, además de las situaciones que la vida nos ha ido presentando, y por estar siempre a mi lado con una palabra de aliento y cariño. Su apoyo ha sido fundamental, gracias gatinha….

A mí amor, Mauricio A mis queridos padres César y Eny A mis queridos Mirtha y Horacio.

La teoría es asesinada tarde o temprano por la experiencia. Albert Einstein

ÍNDICE

Índice

ii

Índice

CAPÍTULO I. INTRODUCCÍON 1. Introducción

3

1.1. Objetivos 1.2. Planificación de Trabajo

8 9

2. Antecedentes de la digestión anaerobia: generalidades

13

2.1. Proceso Biológicos

13

2.1. Proceso de digestión anaerobia

14

2.2.1. Microbiología y bioquímica de la digestión anaerobia 2.2.1.1. Procedimientos de cuantificación de microorganismos 2.2.1.2. Cinética del crecimiento microbiano 2.2.2. Energética del proceso de digestión anaerobia 2.3. Tecnologías para la digestión anaerobia

16 22 23 25 26

2.3.1. Régimen de alimentación (continuo/discontinuo) 2.3.2. Etapas del proceso 2.3.3. Contenido en sólidos en la alimentación (seca/húmeda) 2.3.4. Temperatura de operación

27 28 29 31

CAPÍTULO II. CARACTERIZACIÓN DE LOS RESIDUOS SÓLIDOS URBANOS 1. Introducción

39

2. Antecedentes

39

2.1. Problemática de los residuos sólidos urbanos 2.1.1. Producción, composición y características generales del RSU

39 43

2.2. Gestión medioambiental

51

2.2.1. Gestión medioambiental de residuos 2.2.2. Legislación vigente para residuos urbanos 2.2.3. Plan Nacional de Residuos Urbanos (PNRU) 2.2.4. Gestión medioambiental de RSU en Andalucía 2.3. Sistemas de tratamiento de residuos sólidos urbanos

51 53 55 57 59

2.3.1. Tratamientos físicos 2.3.1.1. Procesos de recuperación (reciclado y recuperación) 2.3.1.2. Eliminación en vertederos

60 60 61

2.3.2. Tratamientos químicos 2.3.2.1. Tratamiento térmico: Incineración 2.3.3. Tratamientos biológicos 2.3.3.1. Compostaje 2.3.3.2. Tecnologías de biometanización de residuos sólidos urbanos 2.3.3.3. Digestión anaerobia de lodos

63 63 65 65 67 72

iii

Índice

3. Material y Métodos

76

3.1. Metodología y planificación de trabajo 3.2. Selección del residuo sólido urbano 3.3. Pretratamiento de acondicionamiento de la fracción orgánica 3.4. Técnicas analíticas 3.4.1. Densidad 3.4.2. Sólidos (sólidos totales, en suspensión y disueltos) 3.4.3. Alcalinidad 3.4.4. Biogás 3.4.5. pH 3.4.6. Nitrógeno total y nitrógeno amoniacal 3.4.7. Fósforo total 3.4.8. Materia orgánica 3.4.9. Demanda química de oxígeno 3.4.10. Carbono orgánico total 3.4.11. Acidez volátil total y ácidos grasos volátiles 3.4.12. Material Extraíble con n-hexano (HEM) 4. Resultados y Discusión

76 76 79 81 84 84 87 88 91 91 93 95 96 98 99 101 102

4.1. Caracterización del residuo sólido urbano

102

4.1.1. Contenido en sólidos, humedad y densidad 4.1.2. Contenido en materia orgánica y carbono 4.1.3. Contenido en nutrientes (nitrógeno y fósforo)

107 108 109

4.2. Caracterización de las fuentes de inóculo: lodos y purines

111

4.3. Consideraciones generales del capítulo

115

CAPÍTULO III. ENSAYOS DE BIODEGRADACIÓN ANAEROBICA EN REACTORES TIPO SEBAC: OPTIMIZACIÓN DEL PROCESO 1. Introducción

119

2. Antecedentes

119

2.1. Proceso SEBAC

119

2.1.1. Ventajas del proceso SEBAC 2.1.2. Características de operación del proceso 2.1.3. Aplicabilidad del Proceso SEBAC 3. Material y métodos

120 122 124 126

3.1. Metodología y planificación de trabajo 3.2. Material y equipos utilizados en el proceso SEBAC 3.3. Selección de los residuos 3.4. Pretratamiento de acondicionamiento de los residuos sólidos urbanos 3.5. Condiciones de operación y determinaciones analíticas

iv

126 127 133 135 136

Índice

4. Resultados y discusión

138

4.1. Arranque, puesta a punto y estabilización del sistema SEBAC

138

4.1.1. Efecto de la disposición de residuo fresco y residuo digerido en capas 4.1.1.1. Resumen de los resultados de los SEBAC 1, 2, 3 y 4.

138

4.1.2. Efecto de la naturaleza del inóculo 4.1.2.1. Resumen de los resultados del SEBAC 5

158 169

4.1.3. Efecto de la naturaleza y composición del residuo fresco 4.1.3.1. Resumen de los resultados de los SEBAC 6 y 7

170 186

4.1.4. Propuesta de un protocolo de arranque y estabilización del sistema

187

157

4.2. Validación del protocolo de arranque y estabilización del proceso SEBAC 4.2.1. Resumen de los resultados del SEBAC 8

188 201

4.3. Estudio comparativo para residuos urbanos de distintos orígenes 4.3.1. Estudio de la fase de estabilización del proceso SEBAC 11: para el tratamiento de la FORSU 4.3.2. Resumen de los resultados de los SEBAC 9, 10 y 11

202 217

4.4. Consideraciones generales del capítulo

226

225

CAPÍTULO IV. ENSAYOS DE BIODEGRADACIÓN ANAEROBICA EN REACTORES TANQUE AGITADO: ESTUDIO DE LAS VARIABLES DE OPERACIÓN 1. Introducción

231

2. Antecedentes

231

2.1. Variables de operación en la digestión anaerobia de RSU 2.1.1. Tipos de reactores 2.1.2. Diseño y parámetros del reactor 2.1.3. Tiempo de retención hidráulico 2.1.4. Velocidad de carga orgánica 2.1.5. Biodegradabilidad y biodegradación 2.1.6. Naturaleza del residuo 2.1.7. Tamaño de partícula del residuo 2.1.8. Pretratamiento aplicables a residuos urbanos 2.1.9. Naturaleza de la fuente de inóculo 2.1.10. Porcentaje de Inoculación o proporciones residuo-inoculo 2.2. Parámetros físicos y químicos de control del proceso 2.2.1. pH 2.2.2. Alcalinidad 2.2.3. Acidez volátil 2.2.4. Compuestos tóxicos 2.2.5. Nutrientes

232 232 234 236 237 237 238 239 240 240 241 242 242 244 245 247 250

v

Índice

3. Material y métodos

253

3.1. Metodología y planificación de trabajo 3.2. Equipo utilizado para la biodegradación de los residuos sólidos urbanos 3.3. Selección y pretratamiento de los residuos 3.4. Técnicas analíticas 4. Resultados y discusión

253 253 256 259 260

4.1. Arranque, puesta a punto y estabilización del reactor tanque agitado

260

4.1.1. Efecto del tipo de inoculo sobre el proceso de puesta en marcha 4.1.1.1. Resumen de los resultados

260 280

4.1.2. Efecto del porcentaje en sólidos de la materia orgánica inicial y del porcentaje de inoculación 4.1.2.1. Resumen de los resultados

281 300

4.2. Propuesta de un protocolo de arranque y estabilización

301

4.3. Validación del protocolo de arranque y estabilización del reactor 4.2.1. Resumen de los resultados

302 320

4.4. Consideraciones generales del capítulo

321

CAPÍTULO V. VALIDACIÓN DE UN PROTOCOLO DE ARRANQUE OPERANDO EN REACTORES DE MAYOR ESCALA 1. Introducción

327

2. Antecedentes

327

2.1. Perspectivas de futuro de la digestión anaerobia de residuos sólidos urbanos en el contexto de la Unión Europea 2.1.1. Plantas industriales para el tratamiento de residuos sólidos urbanos 2.1.2. Tecnologías industriales de la digestión anaerobia seca 2.1.3. Planta de reciclaje y compostaje “Las Calandrias” 3. Material y métodos

327 328 334 336 339

3.1. Metodología y planificación de trabajo 3.2. Equipo utilizado para la biodegradación de los residuos sólidos urbanos 3.3. Selección y caracterización de los residuos y pre-tratamientos 3.4. Técnicas analíticas 4. Resultados y discusión

339 339 344 345 347

4.1. Validación del protocolo de arranque y estabilización de reactores anaerobios termofílicos de tanque agitado a mayor escala

347

4.2. Consideraciones generales del capítulo

367

vi

Índice

CAPÍTULO VI. CONCLUSIONES

371

ANEXO I

377

CAPÍTULO VII. BIBLIOGRAFÍA

383

vii

Índice

viii

CAPÍTULO I INTRODUCCIÓN

Introducción

2

Cap. I. Introducción

1. INTRODUCCIÓN

La problemática medioambiental a escala mundial se centra, actualmente, en dos importantes aspectos: el incremento de la emisión de gases que potencian el efecto invernadero provocando el denominado cambio climático y la generación exponencial de residuos.

El rápido crecimiento demográfico, el aumento de la población en los centros urbanos, la utilización de bienes materiales de rápido envejecimiento y el uso, cada vez más generalizado, de envases sin retorno, fabricados con materiales no degradables, son algunas de las principales causas de la generación de residuos domésticos. La generación de residuos ha aumentado considerablemente en las últimas décadas y es previsible que continúe creciendo un 1,75% anual hasta el año 2020. En España se generan aproximadamente 24 millones de toneladas de residuos por año, es decir, entre 1,2 y 1,8 kg por habitante al día, dependiendo de la Comunidad Autónoma. De estos, un 40-45% son de naturaleza orgánica (INE, 2002).

Los residuos sólidos urbanos (RSU) son todos aquellos residuos que se originan en los hogares, ámbitos laborales, restaurantes, edificios administrativos, hoteles, industrias…estando constituidos generalmente por restos de papel y cartón, botellas, embalajes de diversos tipos, restos de comida y residuos de jardín. Una inadecuada gestión de los residuos supone, por un lado, un derroche de energía y, por otro, una fuente de problemas medioambientales. Los residuos mal eliminados poseen olores muy molestos, son fácilmente inflamables y además presentan un grave riesgo de contaminación de las aguas tanto superficiales como subterráneas, con el consiguiente peligro para la salud y transmisión de enfermedades.

La percepción de la gravedad del problema ha provocado que se defina el concepto de sostenibilidad a la vez que se promulgan normas y se crean instrumentos para combatirlo. De esta forma se instauran los sistemas de gestión medioambiental que se basan en el uso de las denominadas tecnologías limpias.

Así, en el marco legislativo, hay que hacer referencia a Directiva 91/15/CEE de 18 de marzo de 1991, establecida por la Unión Europea, sobre Gestión de Residuos. Esta Directiva está destinada a reducir la fracción orgánica de los residuos sólidos urbanos (FORSU) encaminada a los vertederos así como la cantidad de lodos de depuradora de aguas residuales que no se valoricen, aprovechando la materia orgánica y los nutrientes en ellos contenidos. 3

Introducción

En España, el Consejo de Ministros ha aprobado el Plan Nacional de Residuos Urbanos 20002006 lo que permite cumplir con la normativa comunitaria al respecto y desarrollar la Ley de Residuos de 1998, además de incorporar directrices, prioridades y criterios establecidos por la Unión Europea. El plan se desarrolla, entre otros, a través de los siguientes objetivos: prevenir la producción de residuos, establecer sistemas de gestión y promover, por este orden, su reducción, reutilización, reciclado y otras formas de valorización.

Además, el gobierno español proyecta un aumento del potencial energético a partir de la biomasa. En la práctica supone duplicar la obtención de biogás en digestores a partir de la biomasa con el fin de producir energía y reducir la contaminación del medio ambiente por los residuos sólidos.

En este contexto, son diversas las tecnologías que permiten reducir impactos ambientales en cuanto a las emisiones de dióxido de carbono y la generación de residuos: aquellas que sustituyen las fuentes de combustibles actuales por fuentes renovables de energía (solar, eólica, geotérmica, y biodegradación de la biomasa o biometanización o digestión anaerobia). La digestión anaerobia posibilita la degradación de la fracción orgánica biodegradable presente en los residuos sólidos urbanos, transformándola en biogás, con alto contenido en metano y susceptible, por tanto, de aprovechamiento energético y en un residuo final estabilizado, con una alta tasa de destrucción de microorganismos patógenos, que reúne las condiciones para poder ser utilizado como mejorador del suelo. Por ello, la digestión anaerobia presenta un balance energético positivo posibilitando tanto la prevención de la contaminación como la recuperación sostenible de la energía (De Baere, 2000).

En la Comunidad de Andalucía se ha construido la primera unidad de digestión anaerobia seca de la fracción orgánica de residuos urbanos, a escala industrial, en el Complejo de Miramundo (Cádiz). Actualmente, esta funcionando el proceso de compostaje aerobio, y próximamente está previsto acometer la puesta en marcha de su tratamiento de biometanización. Además, se prevé la implantación de distintas plantas para el tratamiento, reutilización y reciclaje de la fracción inorgánica de estos residuos, así como para la valorización y eliminación de la fracción orgánica de los residuos urbanos mediante compostaje (Consorcio Bahía de Cádiz, 2003).

4

Cap. I. Introducción

Tradicionalmente la tecnología de digestión anaerobia se ha aplicado al tratamiento de aguas residuales y lodos de depuradoras, ambos con un contenido en sólidos totales de 1-5%. Por ello, inicialmente los estudios se encaminaron a trituración y dilución del residuo sólido urbano para la digestión convencional, denominada “húmeda”. Debido a los inconvenientes que presentaba este proceso (necesidad de grandes volúmenes de reactor y grandes volúmenes de agua, gasto de energía para calentar los digestores, bombear lodos, secar y realizar deposición final de efluentes, etc.) que lo hacían inviable económicamente, surgió el interés por digerir sustratos con concentraciones elevadas de sólidos totales, dando lugar a la denominada digestión seca. Así, la tecnología de digestión anaerobia seca está actualmente considerada como la principal opción comercial para el tratamiento de residuos sólidos urbanos con alto contenido en sólidos. La presente Tesis Doctoral se encuadra dentro de las actividades del grupo de investigación de la Universidad de Cádiz denominado “Tecnología del Medio Ambiente”, grupo consolidado del Plan Andaluz de Investigación (Nº TEP-181) que pertenece al Departamento de Ingeniería Química, Tecnología de Alimentos y Tecnologías del Medio Ambiente.

Más concretamente, la Tesis se enmarca en la línea de trabajo denominada “Tratamiento Biológico de Residuos” que posee una amplia experiencia en lo que se refiere a la aplicación del proceso de digestión anaerobia termofílica.

En esta temática se han realizado diversos estudios para comprobar la utilidad del tratamiento anaerobio termofílico con vertidos de alta carga orgánica. Una de las principales conclusiones obtenidas se relaciona con las importantes ventajas que supone el tratamiento anaerobio termofílico frente a su homólogo mesofílico para el tratamiento de vinazas de vino y lodos de depuradora. Así, el volumen de la instalación termofílica necesaria podría ser, para un mismo grado de depuración del residuo orgánico y de producción de biogás, del orden de un 33-50% inferior a la mesofílica. Estos aspectos se relacionan con la diferente velocidad de crecimiento, y, por tanto, de utilización de la materia orgánica de los microorganismos implicados.

La experiencia en lo que se refiere al proceso de degradación anaerobia termofílica de residuos con alto contenido en sólidos arranca de los estudios previos acometidos en un Proyecto PETRI - CICYT (1997) denominado “Implantación de la degradación anaerobia termofílica para el tratamiento de lodos de una depuradora urbana convencional” y de un Proyecto FEDER - CICYT (1999) denominado “Desarrollo de un proceso para el biorreciclaje (digestión anaerobia y compostaje) de la fracción orgánica de residuos sólidos urbanos conjuntamente con lodos de depuradora”. 5

Introducción

Estos trabajos previos pusieron de manifiesto que el proceso presenta una relativa complejidad y que se carece de estudios que detallen los procedimientos más adecuados para el arranque de los reactores, según el tipo de RSU, y otros aspectos tales como el tipo de inóculo más adecuado, las diferentes configuraciones del proceso, porcentaje de sólidos, etc.

Múltiples autores, (Bouallagui et al., 2004; El-Fadel y Massoud, 2001) afirman que según la estrategia de arranque se observan diferentes comportamientos iniciales del proceso que se traducen en mayores o menores periodos de tiempo necesarios para la puesta en marcha. Así, en la bibliografía, se detallan algunas metodologías que requieren varios meses para alcanzar un estado de actividad microbiológica aceptable y, que pueden provocar indeseables efectos de memoria para el comportamiento posterior de los reactores. Asimismo, en la bibliografía se plantean grandes discrepancias en cuanto al procedimiento de arranque según la naturaleza y el origen de los residuos objeto del tratamiento. Este aspecto conlleva la necesidad de estudiar las características específicas del arranque más adecuadas para cada tipo de residuo en particular (Bolzonella et al., 2003).

El trabajo que se presenta en esta memoria forma parte del plan experimental del Proyecto de Investigación PPQ2001-4032, financiado por la CICYT en una convocatoria de Proyectos del MCyT (Ministerio de Ciencia y Tecnología), denominado “Diseño y optimización de un protocolo de arranque y estabilización del proceso de digestión anaerobia termofílica de alto contenido en sólidos (Digestión seca). Desarrollo y aplicación de las técnicas microbiológicas de recuento bacteriano y de los tests de actividad para el seguimiento y control del proceso”. Además, sus resultados son de aplicación directa al Proyecto CTM2004-01655, titulado “Optimización de la digestión anaerobia seca de la fracción orgánica de residuos sólidos urbanos: valorización del efluente del proceso mediante compostaje”, financiado también por la CICYT en una convocatoria del MEC (Ministerio de Educación y Ciencia). Concretamente, el trabajo se centra en el estudio y selección de las principales variables de operación del proceso de puesta en marcha de la digestión anaerobia termofílica seca para tratamiento de la fracción orgánica de residuos sólidos urbanos (FORSU) utilizando dispositivos experimentales a escala de laboratorio y contrastando los resultados obtenidos en planta piloto y se ha desarrollado en las dependencias de la Facultad de Ciencias del Mar y Ambientales (Centro Andaluz Superior de Estudios Marinos, CASEM) de la Universidad de Cádiz en Puerto Real (Cádiz), y en la Planta de Reciclaje y Compostaje de residuos sólidos urbanos “Las Calandrias”en Jerez de la Frontera (Cádiz).

6

Cap. I. Introducción

Como aspectos más innovadores del trabajo realizado puede señalarse que se aborda una de las etapas menos conocidas y de mayor complejidad del proceso de digestión anaerobia seca de la fracción orgánica de residuos sólidos urbanos: el arranque o puesta en marcha del sistema. Además, en la presente Tesis Doctoral, se utilizan dos modificaciones significativas con respecto a las condiciones operativas del proceso anaerobio convencional: alto contenido en sólidos y rango de temperatura termofílico. La selección de la digestión anaerobia seca (contenido en sólidos totales del 15 al 30%) frente a digestión húmeda (sólidos totales del 8 al 15%) se basa en las propias características del residuo a tratar, mientras que la elección del rango termofílico de temperatura (55ºC), frente al tradicional rango mesofílico (35ºC), persigue la obtención de una mayor eficacia en la destrucción de patógenos así como una mayor producción de energía.

7

Introducción

1.1. Objetivos

Seguidamente se exponen los objetivos científicos-técnicos que se persiguen con el trabajo experimental desarrollado en esta Memoria. Como objetivo general se pretende establecer un protocolo adecuado para realizar la puesta en marcha del proceso de biometanización de residuos sólidos urbanos, en condiciones termofílicas y de alto contenido en sólidos, que sea extrapolable para su utilización a escala industrial.

La consecución de este objetivo general requiere un estudio de la influencia de las principales variables de operación sobre la etapa de puesta en marcha para poder proponer un procedimiento concreto, compararlo con otros protocolos establecidos en la bibliografía y, finalmente, validarlo. Por ello, el mencionado objetivo general puede desglosarse los objetivos parciales que se detallan a continuación: 1. Poner a punto y aplicar las diferentes técnicas analíticas que permitan realizar una caracterización adecuada de los residuos sólidos urbanos así como el seguimiento de la evolución del proceso de digestión del residuo.

2. Estudiar la adecuación a los residuos utilizados y proponer un procedimiento específico para realizar la puesta en marcha y estabilización del proceso de digestión anaerobia termofílica seca, utilizando una tecnología (SEBAC) que se propone en la bibliografía como idónea para ello.

3. Estudiar las variables que tienen una mayor incidencia y proponer un protocolo específico para desarrollar las etapas de puesta en marcha y estabilización de la digestión anaerobia termofílica seca utilizando la tecnología convencional de tanque agitado. 4. Validar el procedimiento establecido para el arranque de la digestión anaerobia termofílica seca mediante ensayos realizados a escala de laboratorio (en otras condiciones operativas) y planta piloto.

8

Cap. I. Introducción

1.2. Planificación del Trabajo

La hipótesis de partida de este trabajo es que: “El proceso de digestión anaerobia, en condición termofílica seca, supone un método eficaz para el tratamiento de los residuos sólidos urbanos”. Por lo tanto, la finalidad del mismo es la selección de las condiciones operacionales más adecuadas para realizar la etapa de arranque y estabilización de bio-reactores anaerobios termofílicos y secos, de forma rápida y fiable, en dos dispositivos experimentales diferentes (tecnología SEBAC y reactores de tanque agitado). Asimismo, se pretende comprobar la aplicabilidad del estudio y la posibilidad de transferencia tecnológica al sector industrial, mediante ensayos realizados a escala de planta piloto.

La planificación del trabajo previsto, para alcanzar los objetivos propuestos, se desglosa en las siguientes etapas experimentales:

ETAPA 1. Selección y caracterización físico-química de los residuos, y selección de las condiciones iniciales de los ensayos.

Esta etapa experimental contempla la selección de los diferentes residuos utilizados como materia prima en los ensayos; tanto los residuos sólidos como las fuentes de inóculo.

Los residuos sólidos urbanos han sido suministrados por el restaurante universitario del Centro Andaluz Superior de Estudios Marinos (CASEM) de la Universidad de Cádiz ubicado en Puerto Real (Cádiz), y por la Planta de Reciclaje y Compostaje “Las Calandrias” ubicada en Jerez de la Frontera (Cádiz).

Además del residuo a digerir, la puesta en marcha de la digestión anaerobia requiere la utilización de una fuente de microorganismos (inóculo). En las distintas etapas de este trabajo se han utilizado diferentes fuentes de inoculo, que incluyen residuos animales (estiércol de vaca y purines de cerdo), residuos procedentes de almacenamiento de alimentos (silo de maíz), lodos de EDAR digeridos anaeróbicamente en condiciones mesofílicas y fracción orgánica de residuos sólidos urbanos previamente degradada en condiciones anaerobias termofílicas secas. No obstante, desde una perspectiva general las fuentes de inóculo utilizadas de forma generalizada han sido los lodos de EDAR digeridos en condiciones anaerobias mesofílicas procedentes de la EDAR Guadalete de Jerez de la Frontera (Cádiz) y los purines de cerdo, procedentes de una instalación agropecuaria de El Puerto de Santa maría (Cádiz). 9

Introducción

La caracterización físico-química inicial de las muestras de RSU e inóculos es necesaria para determinar las características de las diferentes mezclas y, además, poder conocer las concentraciones de nutrientes y posibles inhibidores en las mismas. La heterogeneidad de las muestras sólidas requiere establecer una serie de modificaciones de las técnicas clásicas utilizadas para residuos de bajo contenido en sólidos y vertidos líquidos. Además, el establecimiento de mezclas de residuos heterogéneos cuya caracterización analítica sea representativa de la mezcla real requiere la realización de determinados pretratamientos de los mencionados residuos (secado y trituración, normalmente). De la misma forma el seguimiento del proceso de degradación anaerobia de los residuos sólidos urbanos requiere una caracterización periódica de los efluentes del proceso. En este sentido, las muestras procedentes del interior del reactor presentan una problemática similar a la indicada para los residuos sólidos y resulta necesario diseñar una estrategia analítica adecuada.

Los estudios desarrollados en esta etapa experimental se detallan en el Capítulo II de la presente Memoria.

ETAPA 2. Optimización de la puesta en marcha del proceso de biodegradación anaerobia termofílica seca de los RSU en reactores de laboratorio. Los ensayos realizados dentro de esta etapa experimental corresponden a la biodegradación anaerobia de los residuos orgánicos seleccionados, a escala de laboratorio, operando en rango termofílico (55ºC) y alto contenido en sólidos (20-30% ST).

No obstante, puede realizarse una subdivisión en función del tipo de reactores utilizados y de los objetivos del estudio realizado. 2.1. Reactores tipo ‘SEBAC: El sistema conocido como SEBAC-“Sequential Batch Anaerobic Composting” consiste en disponer dos reactores, con dos tipos de residuos y recircular diariamente el lixiviado procedente del reactor con el residuo más digerido para irrigar el reactor con residuo sin digerir y viceversa. De esta forma se establece un flujo de microorganismos para alimentar al reactor con residuo sin digerir y un flujo de materia orgánica para alimentar al reactor con residuo digerido. Los reactores no requieren agitación y el tiempo necesario para un arranque efectivo puede estimarse en unos 30 días.

10

Cap. I. Introducción

Según se describe en la bibliografía, esta metodología es muy eficaz y rápida para conseguir el arranque del proceso anaerobio, por lo que se pretende utilizarla para comprobar la viabilidad del proceso de degradación anaerobia termofílica seca de los residuos considerados, así como para definir un protocolo de arranque y estabilización del mismo.

La descripción del sistema, las condiciones de operación adoptadas y los resultados obtenidos de esta etapa experimental se engloban en el Capitulo III de la presente Tesis Doctoral.

2.2. Reactores de tanque agitado: En este caso se utiliza un equipo diseñado por el grupo de investigación compuesto por una batería de doce reactores anaerobios, de 1,1 litros de capacidad total, que cuentan con sistema de agitación, de termostatización y de extracción de muestras líquidas y gaseosas.

La mayor parte de los reactores anaerobios implantados actualmente, a escala industrial, para el tratamiento de residuos sólidos urbanos responden a la tecnología de tanque agitado monoetapa. Por ello, en esta etapa experimental se desarrolla el estudio experimental del efecto de las variables de operación más significativas sobre la puesta en marcha de la digestión anaerobia seca utilizando esta tecnología.

Los estudios realizados consideran: (1) el porcentaje de sólidos del residuo; (2) el porcentaje de inoculación; (3) y naturaleza del inóculo.

En consecuencia en esta etapa experimental se pretende establecer un protocolo de arranque y estabilización del proceso de digestión anaerobia termofílica seca de RSU que pueda ser extrapolable a escala industrial.

Los resultados obtenidos en la etapa anterior sirven como referencia para determinar la adecuación del protocolo propuesto en este caso.

La descripción del reactor y los resultados obtenidos de esta etapa experimental se engloban en el Capitulo IV de la presente Memoria.

11

Introducción

ETAPA 3. Validación del protocolo de puesta en marcha propuesto.

En esta etapa experimental se pretende realizar la validación de los resultados obtenidos en la etapa anterior, comprobando que las condiciones operativas seleccionadas como óptimas continúan siéndolo cuando se modifican las condiciones de operación y cuando se realiza el cambio de escala.

Así, los ensayos realizados dentro de esta etapa incluyen aquellos en los que se ha realizado el seguimiento de la biodegradación de los residuos (ROF y FORSU triturada) en un reactor de laboratorio, diferente a los utilizados previamente, de 5 litros de capacidad y el realizado utilizando directamente la FORSU procedente de la Planta de Reciclaje y Compostaje de residuos sólidos urbanos “Las Calandrias” (Jerez de la Frontera) en un reactor a escala de planta piloto de 300 litros de volumen

Los resultados obtenidos de esta etapa experimental se engloban en el Capitulo V. de la presente Tesis Doctoral.

12

Cap. I. Introducción

2. ANTECEDENTES DE LA DIGESTIÓN ANAEROBIA: GENERALIDADES 2.1. Procesos biológicos Los procesos biológicos aerobios y anaerobios pueden compararse respecto de la transformación global que tiene lugar y del producto final obtenido. Básicamente el proceso aerobio o digestión aerobia elimina el 80% de la materia orgánica en forma de biomasa microbiana (lodos) y el 20% restante en forma de anhídrido carbónico y agua. En cambio, la digestión anaerobia transforma la materia orgánica en una mezcla de un 5% de biomasa y un 95% de metano y anhídrido carbónico (biogás), susceptible de aprovechamiento y valorización económica (Lissens et al., 2001) (Figura I.1).

100% MATERIA ORGANICA

80% biomasa

DIGESTIÓN

DIGESTIÓN

AEROBIA

ANAEROBIA

5% biomasa

20% CO2 y H2O

95% CO2 y CH4

Figura I.1. Balance de los procesos biológicos aerobio y anaerobio.

Así, los procesos aerobios requieren un aporte neto de energía. En cambio, los procesos anaerobios no sólo no consumen energía, sino que son productores de la misma. La producción de metano como producto final del proceso anaerobio, consecuencia del metabolismo de la microbiota anaerobia, es una ventaja adicional y un atractivo desde el punto de vista económico (Muñoz-Valero et al., 1987). El balance energético positivo, aportado por el gas metano incide en una notable reducción de los costes de operación en la planta de tratamiento (Milán et al., 2001; Chugh et al., 1997). Desde el punto de vista medioambiental, el proceso anaerobio contribuye a la disminución en la generación de gases de efecto invernadero, si el metano producido sustituye una fuente no renovable de energía (Flotats et al., 2000). 13

Introducción

En Europa y en España, la apuesta por los tratamientos biológicos para la valorización de los compuestos con alta carga orgánica es evidente. De esta manera, la digestión aerobia y anaerobia aglutina el grueso de las tecnologías desarrolladas para el tratamiento de los vertidos y residuos con alta carga orgánica.

2.2. Proceso de digestión anaerobia La digestión anaerobia es un proceso microbiológico que consiste en la degradación biológica, en ausencia de aire, de un material orgánico complejo, dando como productos finales un biogás, compuesto fundamentalmente por metano y dióxido de carbono, y un residuo con una menor concentración en sólidos volátiles u orgánicos. Así en un proceso equilibrado, la conversión total de la materia orgánica ocurre mediante una serie de etapas que transcurren tanto en paralelo como en serie, en la que participan varios grupos microbianos.

En general, la digestión anaerobia ha sido considerada, en muchos casos, como un proceso, difícilmente controlable y sujeto a posibles distorsiones. No obstante, las ventajas previamente indicadas hacen de la digestión anaerobia una tecnología muy competitiva. A continuación se expone un resumen de las ventajas de la digestión anaerobia: A- PROCESO:

¾ Permite el tratamiento de fracciones orgánicas de residuos urbanos de diferentes procedencias (Tchobanoglous et al, 1997) ¾ Elevados porcentajes de eliminación de materia volátil (40-60%) (Vogt et al., 2002; MataÁlvarez et al., 2000; De Baere, 2000) ¾ Elevada destrucción de organismos patógenos y organismos parásitos: también produce la inactivación de algunos virus patógenos (entrerovirus y parcovirus), según el tipo de virus, del proceso de depuración y de la temperatura (Turner y Burton, 1997) ¾ Baja producción y estabilización de lodos (Carreras y Dorronsoro, 1999a); ¾ Alto grado de estabilización del vertido trabajando con altas velocidades de carga (Lissens et al., 2001) ¾ Disminución muy significativa de la relación de alcalinidad, así el proceso aporta alcalinidad para favorecer un proceso posterior de nitrificación, total o parcial (Flotats et al., 2000).

14

Cap. I. Introducción

B- PRODUCTO FINAL:

¾ Baja generación total de sólidos biológicos: el producto final posee características similares al compost producido aeróbicamente (Tchobanoglous et al, 1997). Además, el producto final es inerte y rico en ciertos nutrientes y puede emplearse en agricultura como mejorador de suelo (Nopharatana et al., 2003; Chugh et al., 1999) ¾ Eliminación de ácidos volátiles (AGV) y otros compuestos fácilmente biodegradables, contribuyen para disminuir la fitoxicidad del residuo final (Flotats et al., 2000) ¾ Buenas condiciones de deshidratación mediante un proceso de secado (van der Berg y Kennedy, 1981) C- ENERGÍA:

¾ Alta producción de biogás compuesto fundamentalmente por CH4 y CO2 ¾ Obtención de biogás susceptible de aprovechamiento energético y económico (Carreras y Dorronsoro, 1999b) ¾ Bajo consumo energético: la alta producción de biogás con elevado valor energético reduce significativamente los costes del tratamiento (Milán et al., 2001) ¾ Reducción de la emisión de gases responsables por del efecto invernadero (El-Fadel y Massoud, 2001) Los procesos biológicos anaerobios han sido ampliamente utilizados en la estabilización de los biosólidos que se generan en los procesos de tratamiento aeróbicos de aguas residuales industriales de alta carga orgánica y lodos urbanos (Fernández-Polanco y García-Encina, 2000).

En las últimas décadas se ha realizado un gran esfuerzo en la aplicación a gran escala de la digestión anaerobia, particularmente para el tratamiento de los residuos sólidos. Los mayores avances de esta tecnología se han alcanzado en la microbiología y bioquímica del proceso, así como en aspectos relacionados con el aprovechamiento energético y el conocimiento de la cinética del mismo.

El proceso anaerobio, como cualquier proceso biológico, se puede llevar a cabo en diferentes condiciones operacionales como se detallará posteriormente.

A continuación, se describen los aspectos más relevantes del proceso de digestión anaerobia.

15

Introducción

2.2.1. Microbiología y bioquímica de la digestión anaerobia

El proceso de digestión anaerobia se produce a partir de la acción coordinada e interdependiente de un conjunto de poblaciones bacterianas con metabolismos diferentes. En un principio se estableció el modelo tradicional de la digestión anaerobia en dos etapas que aceptaba la existencia de dos grandes grupos microbianos: bacterias formadoras de ácidos o acidogénicas y archaeas formadoras de metano o metanogénicas (McCarty, 1981). Actualmente se acepta una descripción más detallada que considera hasta cuatro grupos de microorganismos anaerobios (Breure, 1986) (Figura I.2).

Bacterias productoras de ácidos

Bacterias formadoras de ácidos

Bacterias productoras de metano

Bacterias acetogénicas

Archaeas

Archaeas

metanogénicas

metanogénicas

utilizadoras de H2

acetoclásticas

Figura I.2. Principales grupos de microorganismos anaerobios.

Según este modelo, la primera fase es la hidrólisis de partículas y moléculas complejas que son hidrolizadas, mediante reacciones de oxidación-reducción, por enzimas extracelulares producidos por los organismos fermentativos. Como resultado se producen compuestos solubles, que serán metabolizados por las bacterias anaerobias en el interior de las células. Los compuestos solubles, básicamente diferentes tipos de oligosacáridos y azúcares, alcoholes, aminoácidos y ácidos grasos, son fermentados por los microorganismos acidogénicos que producen principalmente, ácidos grasos de cadena corta, dióxido de carbono e hidrógeno. Los ácidos de cadena corta son transformados en acético, hidrógeno y dióxido de carbono mediante la acción de los microorganismos acetogénicos (Pozuelo, 2001). La formación de metabolitos ácidos en esta fase produciría un pequeño descenso del pH del medio (hasta valores de 5,5 aproximadamente) si no existiesen, en la etapa siguiente, otros microorganismos capaces de consumir estos ácidos. 16

Cap. I. Introducción

Así, en un proceso equilibrado, las archaeas metanogénicas convierten los productos de la fermentación a la misma velocidad a la que se forman metano y dióxido de carbono, fundamentalmente (Figura I.3). La acción coordinada de todos los grupos microbianos provoca que el pH del medio se estabilice en valores ligeramente alcalinos (7,4-8,5) dependiendo de la temperatura de trabajo.

Etapa Hidrolítica y Etapa acidogénica RESIDUO ORGÁNICO

Proteínas Bacterias Acidogénicas

carbohidratos

lípidos

Hidrólisis

PRODUCTOS INTERMEDIARIOS

Aminoácidos

azúcares (Glucosa)

ácidos grasos + H2 +CO2

(Cadena larga)

ACETATO Bacterias

Fermentación

Acidogénicas COMPUESTOS ORGÁNICOS SIMPLES

Ácidos grasos (propionato y butirato,...) CO2 + H2 Fase Acetogénica

Ácidos lácticos, alcoholes, amoniaco, etc.

Etapa Acetogénica

Deshidrogenación Bacterias Acetogénicas Fase Metanogénica

ACETATO

+

Hidrogenación

CO2

+

H2

Etapa Metanogénica

Bacterias metanogénicas Acetoclásticas

Bacterias metanogénicas utilizadoras de H2 y homoacetogénicas

METANO, CO2

METANO + H2O

Fuente: Pavlostathis y Giraldo-Gómez (1991).

Figura I.3. Esquema de reacciones de la digestión anaerobia de materiales poliméricos.

17

Introducción

A continuación se hará una descripción más detallada de las etapas que componen el proceso de degradación anaerobia:

A. Etapa Hidrolítica B. Etapa de fermentación acidogénica o acidogénesis C. Etapa acetogénica o acetogénesis D. Etapa de fermentación metanogénica o metanogénesis A- ETAPA HIDROLÍTICA

En esta primera fase las moléculas orgánicas complejas y no disueltas se rompen, en una transformación controlada por enzimas extracelulares, en compuestos más simples (aminoácidos, azucares y ácidos grasos, alcoholes, CO2 e H2) (Figura I.3). Los compuestos solubles, básicamente diferentes tipos de oligosacáridos y azúcares, alcoholes, aminoácidos y ácidos grasos, atraviesan la pared celular y constituyen las principales fuentes de carbono y energía para las células de los microorganismos (Fernández y Ollay, 1997). En el interior de la célula estos compuestos se transforman en compuestos más simples como, acetato, propinato, butirato, amoniaco, alcoholes, etc. La fase hidrolítica es decisiva para la biodegradación de RSU, convirtiéndose en la etapa limitante para los residuos con gran cantidad de sólidos, donde la hidrólisis previa es necesaria ya que los microorganismos solo son capaces de metabolizar la materia orgánica disuelta y, por tanto, han de generar las exoenzimas necesarias para degradar el residuo. Según McCarty (1981), la velocidad viene limitada, en gran parte, por el grado de trituración o el tamaño de partícula de las sustancias a hidrolizar. Cuanto mayor es la velocidad de solubilización de la materia orgánica, mayor es la velocidad de producción de biogás. B- ETAPA DE FERMENTACIÓN ACIDOGÉNICA O ACIDOGÉNESIS

La segunda etapa consiste en la transformación de los compuestos formados en la primera fase en compuestos de peso molecular intermedio tales como ácidos grasos volátiles (acetato, propionato, butirato, etc.), alcoholes, y otros subproductos importantes para etapas posteriores (amoniaco, H2, CO2, etc.) (Figura I.3).

18

Cap. I. Introducción

Algunos autores consideran difícil establecer una separación entre las bacterias hidrolíticas y las acidogénicas, ya que son muchos los microorganismos capaces de realizar ambos procesos. Así, además de la hidrólisis, en esta etapa también tiene lugar la fermentación de diversos monómeros. Las bacterias formadoras de ácidos o acidogénicas son bacterias de crecimiento rápido, en comparación con los otros grupos implicados en la digestión anaerobia.

Las bacterias implicadas en esta etapa son anaerobias obligadas o facultativas, muy abundantes en la naturaleza y bacterias proteolíticas. Se pueden citar bacterias acidogénicas de los géneros Clostridium, Bacillus, Pseudomonas y Micrococcus (Madigan et al., 1998).

C- ETAPA ACETOGÉNICA O ACETOGÉNESIS

El grupo especializado de bacterias sintróficas denominadas acetogénicas fue descubierto por Mc-Inerney y Bryant (1981) gracias a las limitaciones metabólicas con relación a los otros grupos de bacterias. Son bacterias facultativas que viven en estrecha colaboración con las archaeas metanogénicas. Algunos ejemplos de bacterias productoras de hidrógeno son las anaerobias obligadas Syntrophobacter, Syntrophomonas y Desulfovibrio.

Las bacterias acetogénicas no tienen otras posibilidades metabólicas, dependen necesariamente de reacciones de transferencia de hidrógeno entre distintas especies de microorganismos. Así el principal significado de estos microorganismos en el proceso de digestión anaerobia es el de donantes de hidrógeno, dióxido de carbono y acetato a las archaeas metanogénicas. Estos microorganismos son capaces de convertir los productos finales de la microbiota acidogénica en acetato a partir de dos rutas diferentes: (1) deshidrogenación acetogénica como producto de la fermentación de ácidos grasos volátiles o lactato y alcoholes; (2) hidrogenación acetogénica a partir del hidrógeno y dióxido de carbono las bacterias homoacetogénicas sintetizan acetato. Las reacciones de deshidrogenación acetogénica dependen de la concentración de hidrógeno existente (Boone y Xun, 1987), por lo tanto para que la acetogénisis tenga lugar en los digestores anaerobios, es necesario que el hidrógeno generado en la misma sea utilizado y consumido con igual velocidad a la que se produce (bacterias metanógeneas utilizadoras de hidrógeno y/o bacterias homoacetogénicas) (Schink, 1997).

19

Introducción

Cuando la producción de hidrógeno en el gas es muy baja (5-50ppm), las reacciones que ocurren son termodinámicas favorables, existirá mayor formación de acético y su energía libre será suficiente para permitir la síntesis de ATP y el crecimiento bacteriano. Al contrario, cuando la eliminación de hidrógeno es menos eficiente, aumenta la concentración de hidrógeno y, por lo tanto, la proporción de ácidos grasos de cadena larga, como propiónico, butírico, valérico, isovalérico, heptanoíco, etc., lo que puede llevar a una acidificación de reactores anaerobios. Este proceso ocurre porque el hidrógeno bloquea la eliminación de electrones, vía reducción de protones, y las bacterias acidogénicas (fermentativas) deben asumir dichos electrones por otras vías, con el consiguiente aumento de productos reducidos de oxidación tales como propionato y butirato (Archer, 1983).

Algunos autores admiten la existencia de otras bacterias, denominadas homoacetogénicas, que pueden crecer autotróficamente con dióxido de carbono e hidrógeno para producir acetato (reacciones de hidrogenación acetogénica) cuando las metanogénicas utilizadoras de H2, están inhibidas debido a un pH bajo. Así, se considera que el intercambio de hidrógeno es tan rápido en el digestor que originan diferentes micro ambientes con diferentes presiones de hidrógeno, donde ambas reacciones (acetogénicas y homoacetogénicas) se da conjuntamente (Chynoweth, 1987).

D- ETAPA DE FERMENTACIÓN METANOGÉNICA O METANOGÉNESIS

La metanogénesis es el último paso del proceso de descomposición anaerobia de la materia orgánica. En esta etapa los microorganismos metanogénicos son los responsables de la formación de metano a partir de sustratos monocarbonados o con dos átomos de carbono unidos por un enlace covalente: acetato, H2, CO2, formiato, metanol, y algunas metilaminas. Los organismos metanogénicos se clasifican dentro del dominio Archaea, y, morfológicamente pueden ser bacilos cortos y largos, células en forma de placas y metanógenos filamentosos, tanto Gram positivos como Gram negativos (Madigan et al., 1998).

Las archaeas metanogénicas constituyen el único grupo de microorganismos altamente especializado y que son anaeróbicas estrictas, existiendo dos grupos fundamentales de archaeas metanogénicas: las metanogénicas acetoclásticas y las utilizadoras de hidrógeno (Fernández-Polanco y García-Encina, 2000). La clasificación de las archaeas metanogénicas utilizadoras de hidrógeno realizada por Stafford (1982) se compone de seis géneros principales: Methanobacterium, Methanosarcina, Methanococcus, Methanobacillus, Methanotrix, Methanospirillum. Las reacciones identificadas en la Figura I.3 para estos microorganismos son:

20

Cap. I. Introducción

1.

Conversión de acetato en metano por las archaeas metanogénicas acetoclásticas: la reacción acetoclástica, cuyos productos finales son metano y dióxido de carbono, es llevada a cabo específicamente por los géneros Methanosarcina y Methanotrix. La molécula de acetato se rompe por descarboxilación y el grupo metilo es reducido a CH4 y CO2 sin modificar su estructura y sin afectar a la concentración de H2 en el gas. Normalmente estos microorganismos controlan el pH del medio por la eliminación del acético y producción de CO2 que se disuelve formando bicarbonato según la ecuación:

CH3-COO- + H+ -

CH3-COO

CH4 + CO2 CH4 + HCO3-

+ H2O

(Acetato)

La mayoría de los organismos metanogénicos son capaces de utilizar el H2 como aceptor de electrones, mientras que dos géneros son capaces de utilizar el acetato. A pesar de ello, en ciertos ambientes anaerobios, éste es el principal precursor del metano, considerándose que alrededor del 70% del metano producido en los reactores anaerobios se forma a partir de acetato (Ferguson y Mah, 1987), mientras que el restante 30% proviene del CO2 y H2. La degradación metanogénica de cada substrato depende tanto de la naturaleza del mismo como de la ruta metabólica seleccionada por los microorganismos para su degradación. En el caso de desequilibrio de las velocidades de generación y consumo de ácidos grasos volátiles se produce un descenso de pH del medio y una acumulación de hidrógeno en el medio. En el primer caso, descenso del pH, los microorganismos desvían la producción de ácidos grasos hacia el ácido butírico, donde se produce un mol de butírico en lugar de dos de acético. Este fenómeno se conoce con el nombre de “sobrecarga de ácido butírico”.

Sin embargo, cuando se produce un aumento del contenido de hidrógeno se fomenta la producción de ácido propiónico, lo que favorece la disminución de la concentración de hidrógeno y permite que las bacterias formadoras de ácidos recuperen el control del potencial redox del medio; no obstante se produce un acusado descenso del pH, por lo que las bacterias acetogénicas y metanogénicas se inhiben fuertemente. Este fenómeno se conoce como “sobrecarga de ácido propiónico” (Romero, 1991).

21

Introducción

2. Formación de metano a partir del CO2 y H2 por las archaeas homoacetogénicas: la reacción de formación de metano a partir del dióxido de carbono e hidrógeno, actúa en el control del potencial redox de la fermentación en el digestor, evitando la pérdida de hidrógeno y CO2 durante el crecimiento sobre compuestos multicarbonados, lo que implica en una mayor eficiencia termodinámica (Zeikus, 1981).

El papel que desempeñan estos microorganismos en la naturaleza no es bien conocido, aunque la ventaja selectiva de los homoacetogénicos en sistemas anaeróbicos implica una ganancia adicional de ATP sobre especies hidrolíticas que no son capaces de catalizar compuestos de un solo átomo de carbono.

Sin embargo, se ha comprobado la existencia de una compleja relación entre las archaeas metanogénicas y no metanogénicas a través de delicados equilibrios con los niveles de ácidos e hidrógeno. En la oxidación del hidrógeno, las arqueas metanogénicas eliminan el hidrógeno manteniendo sus concentraciones en niveles lo suficientemente bajos para permitir crecer y metabolizar a las bacterias no metanogénicas. Así, los microorganismos metanogénicos consiguen la energía necesaria a la vez que actúan como sumidero de electrones para las especies sensitivas al hidrógeno.

Bacterias sulfatorreductoras

Además de las bacterias señaladas en la etapa metanogénica, también existen en los digestores anaerobios las bacterias denominadas sulfatorreductoras. Estas bacterias, especialmente en presencia de sulfatos, tienen capacidad de reducir sulfatos a sulfuros, o sea utilizan el sulfato como aceptor final de electrones en la cadena respiratoria, actuando la materia orgánica como donador de electrones. Estas bacterias, además de utilizar los ácidos pirúvicos y lácticos para su desarrollo, pueden utilizar el ácido acético e impedir la formación de metano. Por otro lado, el exceso de sulfatos puede provocar una baja producción de metano que, puede estar relacionada con la falta de H2, mas que con la toxicidad del sulfato (Chynoweth, 1996). 2.2.1.1. Procedimientos de cuantificación de microorganismos La estimación de los microorganismos implicados en el proceso se puede realizar mediante técnicas de recuento bacteriano y técnicas de cuantificación de biomasa. Los diferentes métodos para la enumeración de microorganismos responden a dos procedimientos principales, según la observación sea directa (microscopio) o indirecta (conteo de viables). 22

Cap. I. Introducción

- Procedimientos de Recuento Directo: la técnica de Microscopía de Epifluorescencia consiste en la observación celular mediante un compuesto fluorescente. Este compuesto, o bien se adiciona a la muestra (microscopía de epifluorescencia mediante tinción con fluorocromo), o bien puede ser sintetizado por las células (microscopía de epifluorescencia por autofluorescencia o fluorescencia natural). Más recientemente, se ha comenzado a utilizar también la microscopía de epifluorescencia junto con la aplicación de técnicas de biología molecular, como es el caso de la Técnica FISH (Fluorescent in situ hybridization) que consiste en marcar las células con sondas específicas de ARNr y su posterior visualización al microscopio. - Procedimientos de Recuento Indirecto: la técnica del Número Más Probable (NMP) es una técnica que permite cuantificar el número de viables de poblaciones microbianas mediante la selección de fuentes de crecimiento específicas. Por otra parte también se utiliza la técnica denominada “Test de Actividad” que consiste en realizar la incubación discontinua de una determinada cantidad de un cultivo bacteriano específico, en unas condiciones de operación y un medio de crecimiento que se consideran óptimos para la actividad microbiana. En este ensayo se realiza el seguimiento analítico de la evolución de una variable relacionada con la mencionada actividad bacteriana.

Estas técnicas, así como las determinaciones convencionales de biomasa (SVS, etc.) han sido aplicadas sobre muestras procedentes de sistemas de digestión anaerobia termofílica de bajo contenido en sólidos, y más recientemente en residuos con alto contenido en sólidos como los RSU (Scarlette y Lademir, 2005).

2.2.1.2. Cinética del crecimiento microbiano

Desde un punto de vista general, el proceso de degradación anaerobia se puede considerar como un conjunto de reacciones en serie y en paralelo. Las reacciones bioquímicas específicas ocurren debido a la actividad de varios grupos de microorganismos, y pueden visualizarse desde un punto de vista de la utilización del sustrato (reacciones en paralelo) como de la producción de metano (reacciones en serie).

No obstante, en el crecimiento de una población en cultivos realizados en discontinuo (procesos por cargas), la limitación que se impone es el nivel de nutrientes en el medio. Debido a esta limitación en el medio, en cualquier incubación en discontinuo siempre tienen lugar una serie de fases o etapas del crecimiento microbiano que puede visualizarse en la Figura I.4. 23

Introducción

Log (número de células)

4

3

3

2,5

2 1

0

b

a 1

c 2

Tiempo 4

d 5

7

8

Figura I.4. Fases del crecimiento microbiano: (a) fase de latencia, (b) fase de crecimiento exponencial, (c) fase máxima estacionaria, y (d) fase exponencial de muerte.

(a) Fase latente representa el tiempo necesario para la adaptación (aclimatación) de los microorganismos inoculados al nuevo medio, así el crecimiento neto de la población microbiana es prácticamente nulo. El periodo de adaptación depende de los cambios experimentados en la composición de nutrientes del medio, la edad de los microorganismos del inóculo (nivel de actividad) y el porcentaje de inoculación utilizado. (b) Fase exponencial de crecimiento, sobreviene tras la fase latente, una vez que los microorganismos se han aclimatado al nuevo medio. Las bacterias se reproducen a la velocidad correspondiente a su tiempo de reproducción y a su capacidad de asimilar el sustrato, por lo que el número de células se duplica regularmente con el tiempo. Algunos autores distinguen una fase de transición, entre la de latencia y la exponencial, denominada fase de aceleración. (c) Fase máxima estacionaria del crecimiento ocurre la estabilización del tamaño de la población (agotamiento de alguno o algunos nutrientes, o acumulación de un determinado tóxico en el medio) en función de las condiciones iniciales de operación. (d) Fase exponencial de muerte, en la que el número de células que mueren es superior al número de células que se generan, ocurriendo una disminución del tamaño de la población. Al igual que en el caso anterior algunos autores consideran una fase de transición, entre la fase exponencial y la estacionaria, que se denomina fase de desaceleración.

24

Cap. I. Introducción

2.2.2. Energética del proceso de digestión anaerobia El biogás es el nombre genérico de los gases producidos como consecuencia de la degradación anaerobia de los residuos orgánicos que, por su alto contenido en metano, posee un elevado poder calorífico y puede usarse energéticamente de diversas maneras (El-Fadel y Massoud, 2001). La composición o riqueza del biogás depende del material digerido y del funcionamiento del proceso. A continuación se expresa la composición media en volumen del biogás, producido por fermentación anaerobia o biometanización (Mata-Álvarez, 1998b):

50-60 %

CH4

30-40%

CO2

< 5%

H2O, H2, H2S, N2, hidrocarburos, etc.

En la Tabla I.1 se muestran valores medios de composición del biogás en función de los sustratos.

Tabla I.1. Valores medios de los componentes del biogás en función de los sustratos. Componente

Residuos agrícolas

Lodos de depuradora

Residuos industriales

Gas de vertedero

Metano

50-80%

50-80%

50-70%

45-65%

Dióxido de carbono

20-50%

20-50%

30-50%

34-55%

Agua

Saturado

Saturado

Saturado

Saturado

0-2%

0-5%

0-2%

0-1%

100-700 ppm

0-1%

0-8%

0,5-100 ppm

Trazas

Trazas

Trazas

Trazas

Monóxido de carbono

0-1%

0-1%

0-1%

Trazas

Nitrógeno

0-1%

0-3%

0-1%

0-20%

Oxígeno

0-1%

0-1%

0-1%

0-5%

Compuestos orgánicos

Trazas

Trazas

Trazas

5 ppm

Hidrógeno Sulfuro de hidrógeno Amoníaco

Fuente: Muñoz-Valero et al., 1987.

25

Introducción

Debido a las diversas posibilidades de aplicación directa del biogás, la tecnología de digestión anaerobia presenta una notable reducción de los costes de operación frente a la digestión aerobia. Los usos más habituales del biogás generado en la digestión anaerobia son: a a a

a

Producción de electricidad utilizando motores a gas o turbinas a gas. Producción de calor en calderas. Aplicación en red de distribución, de gas natural, lo que requiere tratamientos especiales para su purificación. Aplicación como combustible para vehículos.

La opción más difundida, actualmente, y la que más se está empleando es la generación de energía eléctrica y calor a través de motores de cogeneración. El sistema de cogeneración permite aprovechar el calor de la combustión para producir electricidad. Además, se genera energía térmica a partir del calor de los gases de escape y del dispositivo de refrigeración. El rendimiento del proceso es del 80 al 90%, lo que supone casi el triple del obtenido por medios convencionales (Biogás Works, 2004). El problema que plantea el uso de este combustible es que contiene ácido sulfhídrico (H2S), un gas con un alto poder corrosivo que deteriora las instalaciones, por lo que es necesario eliminarlo antes de utilizar el biogás (Pohland, 1992). Actualmente existen tecnologías que permiten eliminar este ácido, mediante la combinación de procesos químicos y biológicos, en los que interviene la bacteria Thiobacillus ferrooxidans, o el uso de reactivos con FeCL3 (Macé et al, 2005; Cabrera et al., 2005).

2.3. Tecnologías para la digestión anaerobia Se pueden establecer diversas clasificaciones para la digestión anaerobia de vertidos o residuos con alta carga orgánica en función del rango de operación. La elección de la tecnología más adecuada dependerá de los parámetros operacionales elegidos. A continuación, se establece una clasificación en función de los siguientes parámetros operacionales: • • • •

Régimen de alimentación Etapas del proceso Contenido en sólidos Temperatura de operación 26

Cap. I. Introducción

2.3.1. Régimen de alimentación (continuo/discontinuo)

Existen tres régimen de alimentación: continuo, discontinuo y semicontinuo. A- Sistema continuo: la alimentación (fracción orgánica del residuo) se adiciona de forma continuada y constante en el fermentador. Todavía no han sido totalmente dilucidados los efectos de la frecuencia de la alimentación en la eficiencia de la digestión anaerobia (Pérez, 1995; Nebot, 1992). En principio cabe esperar un mejor funcionamiento cuando se opera en continuo, aunque, experiencias a nivel de laboratorio, han obtenido resultados análogos de producción de metano operando en continuo y en semicontinuo (van de Berg y Lentz, 1980). En el caso de las instalaciones industriales de vertidos, en general, lo que se pretende depurar se produce de forma intermitente y, por tanto, es preciso contar con grandes tanques de homogeneización a fin de poder suministrar un caudal constante en forma continua (Pérez, 1997b). En cualquier caso, la alimentación intermitente presenta la dificultad de que, debido a la posible existencia de cortocircuitos en el flujo dentro del reactor, en cada toma de alimentación y simultánea extracción de efluente, parte de la alimentación puede abandonar directamente el reactor incrementando la concentración del efluente y disminuyendo la eficacia depurativa (Fannin y Biljetina, 1987). B- Sistema en discontinuo: En los sistemas discontinuos el volumen del reactor se llena, en una única toma, con la alimentación. La materia orgánica, junto con el inóculo, permanecen en el reactor hasta transcurrir el tiempo necesario para conseguir la degradación requerida. Los vertederos controlados pueden ser considerados como ejemplo de un reactor discontinuo en gran escala. El reactor discontinuo no es un tipo de reactor sino más bien un modo de operación que puede ser útil cuando el residuo es de difícil degradación, o cuando el residuo posee alto porcentaje de sólidos totales o sólidos en suspensión. Así, la digestión anaerobia seca en discontinuo es una excelente tecnología que puede ser aplicada a subproductos agrícolas donde se añade una cantidad mínima de agua, y se obtiene gran cantidad de biogás, con bajo coste, fácil diseño y aplicación.

C- Sistema en semi-continuo: Los procesos semicontinuos consisten en introducir la materia orgánica en el reactor periódicamente (Levenspiel, 2002). En aplicaciones prácticas, esta alimentación suele dosificarse intermitentemente de 1 a 3 veces al día. 27

Introducción

No obstante, desde el punto de vista biológico, los sistemas en continuo pueden degradar mayor volumen de sustrato que los semicontinuos, puesto que en estos casos la alimentación se presenta intermitentemente en exceso y en defecto.

2.3.2. Etapas del Proceso

Los parámetros relacionados con el diseño del reactor son el número de fases y la concentración de los sólidos totales en el fermentador por tener gran impacto sobre el coste, funcionamiento y fiabilidad del proceso de digestión (De Baere et al., 1987). Con respecto a las fases del reactor, éste puede ser clasificado en una fase (monoetapa) o dos fases.

En Europa, cerca del 83% de las plantas industriales de digestión anaerobia de residuos sólidos y excrementos animales operativas en los últimos 3 años, son monoetapa, y los 16% restantes de dos fases (De Baere, 2005). Los sistemas de una fase presentan un bajo coste inicial, simplicidad de diseño y menores problemas técnicos. Este sistema ha sido, durante muchas décadas, usado en plantas industriales de tratamiento de lodos de depuradora, y más recientemente en el tratamiento de residuos con alta carga orgánica.

En el sistema de una fase, todas las reacciones físico-químicas y microbiológicas del proceso anaerobio ocurren en un solo reactor, mientras que en el sistema de dos o más fases estas reacciones ocurren en secuencia en los diferentes reactores. Así, desde el punto de vista biológico la eficacia del sistema de una fase, para muchos de los residuos orgánicos, es tan alta como la de los sistemas de dos fases, si operan en las condiciones ideales.

Sin embargo, el sistema de una fase puede presentar algunos problemas de estabilidad como consecuencia de la diferencia en las condiciones óptimas de las distintas poblaciones que componen la microbiota de un reactor anaerobio así como de sus diferentes tolerancias a las modificaciones del medio en que se desarrollan. Por ello, parece obvio que una posible solución del proceso sería operar con una secuencia de reactores en los que se desarrollen, secuencialmente, las diferentes etapas que constituyen el proceso global. Así, es posible conseguir una separación del proceso en dos grandes etapas, dando lugar al sistema conocido como sistema de dos fases o “fases separadas”.

En el sistema de dos fases, en el primer reactor, denominado ácido o acidogénico, se producen simultáneamente las etapas hidrolítica y acidogénica. Dado que los microorganismos responsables de las mismas presentan actividad óptima en rangos de pH inferiores (5,5-6,5) a 28

Cap. I. Introducción

los que han de mantenerse en reactores monoetapa y tienen elevadas velocidades específicas de crecimiento respecto de los microorganismos acetogénicos y metanogénicos acetoclásticos, el volumen de este equipo podría reducirse sustancialmente. En esta unidad cabe esperar la producción de elevadas concentraciones de ácidos grasos de cadena corta, dióxido de carbono e hidrógeno. No obstante, puede tener lugar también la formación de cierta cantidad de metano mediante archaeas metanogénicas utilizadoras de hidrógeno que poseen velocidades específicas de crecimiento muy superiores a las de sus homólogas acetoclásticas y no serían “lavadas del sistema” cuando los tiempos hidráulicos de retención utilizados no son excesivamente pequeños.

El segundo reactor, denominado metanogénico, recibe como alimentación el efluente de la unidad anterior (generalmente neutralizado) y tienen lugar las etapas acetogénica y metanogénica acetoclástica, para dar lugar a metano y dióxido de carbono, fundamentalmente. Las velocidades específicas de crecimiento de estos microorganismos son muy inferiores a los de la etapa anterior y, en general, el volumen requerido de la unidad será superior. Sin embargo, la separación de fases posibilita disponer de las condiciones idóneas para estos grupos microbianos y, por tanto, optimizar su funcionamiento.

La principal ventaja de la separación de fases radica en la posibilidad de controlar las sobrecargas dado que el reactor metanogénico, cuyos microorganismos son mucho más sensibles, recibe una alimentación de características constantes. No obstante, respecto del proceso de degradación de residuos sólidos, esta tecnología puede presentar otra ventaja sustancial: la etapa hidrolítica puede ser la limitante de la velocidad del proceso en lugar de la metanogénica como ocurre en la mayoría de los casos con sustratos solubles. Dado que en el reactor ácido se imponen las condiciones óptimas para los microorganismos acidogénicos (que son encargados de sintetizar las enzimas que ejecutan la etapa hidrolítica) para que se realice la hidrólisis ácida, previsiblemente podría conseguirse un aumento de la velocidad global del proceso y/o de la eficacia del mismo. 2.3.3. Contenido en sólidos en la alimentación (seca/húmeda)

Los procesos utilizados para el tratamiento anaerobio de la fracción orgánica de los residuos sólidos urbanos se han clasificado, en general, en dos categorías: bajo contenido en sólidos y alto contenido en sólidos. La principal diferencia entre ambos procesos es, lógicamente, la concentración de sólidos en la alimentación del proceso (De Baere, 2000):

29

Introducción

-

digestión anaerobia de alto contenido en sólidos, también denominada “seca”, los procesos presentan una elevada concentración de sólidos (15-30% de sólidos totales) y, por lo tanto, un alto grado de sequedad del residuo. En los procesos de digestión seca el contenido del digestor se calienta y el tiempo de retención necesario suele ser de 15 días o menos.

-

digestión anaerobia de bajo contenido en sólidos, o también denominada digestión “húmeda”. En este caso, se trata de los procesos anaerobios convencionales que requieren una elevada dilución y, por lo tanto, presentan un bajo porcentaje en sólidos totales 4-10%.

Según Hartmann y Ahring (2005) los procesos anaerobios denominados húmedos presentan porcentajes de sólidos totales inferiores a 10, los procesos secos presentan concentraciones de sólidos totales superiores a 20%, y clasifica como procesos semi-seco aquellos con una concentración de sólidos entre 10-20%.

En los últimos 2 años, en Europa, la capacidad de los procesos de digestión anaerobia seca alcanza el 54% del total de los procesos para el tratamiento del residuo sólido (De Baere, 2005). La ventaja de la alimentación con alto contenido de sólidos es que se pueden aplicar tasas de carga orgánica superiores a 10 kg/VSm3/d. Las principales ventajas que presenta la digestión seca son los bajos requerimientos de agua para la dilución del residuo, menores requerimientos para la deshidratación del residuo final y mayor producción de biogás por unidad de volumen del reactor (Tabla I.2). La recirculación del lixiviado puede aumentar la homogenización del residuo en el reactor (Hamzawi et al, 1999), no obstante dependiendo del tipo de residuo sólido según necesarias bombas especiales. Además un alto porcentaje de las plantas industriales de tratamiento de residuos sólidos son del tipo termofílicas (55ºC) (De Baere, 2005). Lissens et al. (2001) obtuvieron mayores velocidades de degradación, y mayor eficacia en la destrucción de patógenos trabajando en el rango termofílico (55ºC) con RSU, y además la producción de energía fue excedente, lo que permitió compensar las necesidades de calefacción.

30

Cap. I. Introducción

Tabla I.2. Ventajas y desventajas de los procesos seco y húmedo. Criterio

Ventajas

Desventajas

UNA FASE-SISTEMA HÚMEDO

Técnico

-tiene como base procesos conocidos

-corto circuito, abrasión con arena

Biológico

-dilución de inhibidores con agua

-particular sensibilidad a sobrecargas orgánicas

Económico y Ambiental

- equipamiento para manutención de lodo es barato compensado por el volumen de reactor mayor

-alto consumo de agua y de energía, debido al mayor volumen de reactor

-pre-tratamiento complicado

UNA FASE-SISTEMA SECO

Técnico

-sin partes móviles dentro del reactor, dependiendo de la tecnología

-residuos húmedos con sólidos volátiles menores que 20%

-no hay cortos circuitos Biológico

-menos perdida de sólidos volátiles en el pretratamiento

-poca dilución de inhibidores

Económico y Ambiental

-pre-tratamiento más barato y reactores menores

-equipamiento de manejo del residuo es más robusto y más caro (compensado por un reactor más simple y menor).

-Higienización completa y uso de poca agua -menor requerimiento de calefacción Fuente: Verstraete y Vandevivere et al., 2005.

Desde el punto de vista biológico, el sistema seco ha demostrado mayor fiabilidad debido a su mayor concentración de biomasa activa. Por otra parte, técnicamente el sistema seco es un proceso robusto cuyos digestores están preparados para recibir el residuo sólido urbano bruto (arena, tierra, plástico, madera, etc.) (Hartmann y Ahring, 2005).

2.3.4. Temperatura de operación

La temperatura es una de las principales variables físico-químicas ya que afecta a la velocidad global del proceso, la actividad de los microorganismos, la constante de equilibrio, la solubilidad de los gases y al tipo de microorganismos presente en el medio. La temperatura puede controlar el proceso de digestión anaerobia, ya que por una parte selecciona los microorganismos preponderantes en el mismo y, por otra, controla la velocidad de crecimiento de los mismos, por lo que pequeñas oscilaciones del orden de 2ºC, pueden ocasionar el desequilibrio de las velocidades de producción y de utilización de un determinado producto, conduciendo a grandes distorsiones del proceso (Romero, 1991).

31

Introducción

Con respecto a las propiedades físico-químicas del medio anaerobio dependiente de la temperatura se pueden citar la viscosidad, el equilibrio químico, y la solubilidad de los gases: 1-

Viscosidad: con el aumento de la temperatura la viscosidad del medio disminuye, favoreciendo la sedimentabilidad de los sólidos y menores requerimientos energéticos para la mezcla (agitación);

2-

Equilibrio químico: el aumento de la temperatura favorece la disolución de elevadas cantidades de compuestos, principalmente de sales. Además, favorece la disociación de distintos compuestos como por ejemplo los ácidos grasos volátiles y el amonio, aumentando el efecto tóxico del amoníaco;

3-

Solubilidad de los gases: el aumento de temperatura diminuye la solubilidad de los gases (H2S, H2), favoreciéndose la transferencia líquido-gas y, por lo tanto, desapareciendo más rápidamente del medio acuoso. Esto supone un efecto positivo, dada la toxicidad sobre el crecimiento de los microorganismos anaerobios de los citados compuestos.

Las bacterias se clasifican atendiendo al intervalo de temperatura para su desarrollo (Nopharatana et al., 1998): Clasificación

Temperatura óptima

Psicrofílicas

T < 15ºC

Mesofílicas

15 < T < 45ºC

Termofílicas

50 < T < 65ºC

El rango psicrofílico es poco viable debido a la baja velocidad de crecimiento de los microorganismos y, por tanto, al gran tamaño de reactor necesario. Sin embargo, simplifica mucho el diseño y hay menos problemas de estabilidad ya que cuanto mayor es el tiempo de retención menor es la diferencia entre las velocidades de degradación a diferentes temperaturas (Fannin, 1987). La temperatura óptima para el crecimiento bacteriano dependerá de cada especie, tal y como se muestra en la tabla anterior. Las variaciones producidas en la temperatura de unos pocos grados durante la digestión conducen a perturbaciones del proceso, que se manifiestan muy rápidamente en un rendimiento de degradación más bajo y un descenso en el porcentaje de metano en el biogás.

No se sabe con certeza las similitudes o diferencias de las especies bacterianas implicadas en la digestión anaerobia a diferentes rangos de temperatura, y si un aumento de temperatura está unido a una mayor producción de biogás o a un aumento de la velocidad de formación de biogás (Kim et al, 2002). Algunos autores afirman que la producción del biogás, en ausencia de 32

Cap. I. Introducción

inhibidores, aumenta con la temperatura, puesto que aumenta la tasa de crecimiento de los microorganismos. Además, la tasa de hidrólisis también aumenta (Veeken y Hameleres, 1999), por lo que el régimen termofílico puede tener gran interés al tratar residuos en los que la hidrólisis es la etapa limitante.

En lo que respecta a los aspectos termodinámicos de la conversión de compuestos se puede observar una diferencia bastante significativa, dependiendo de la temperatura del medio. La Tabla I.3 presenta un resumen comparativo de distintas reacciones implicadas en la degradación en dos rangos de temperaturas (35ºC y 55ºC) (van Lier, 1993):

Tabla I.3. Resumen comparativo de distintas reacciones implicadas en la degradación anaerobia. Reacciones químicas HCO3-

AGº (KJ/mol)

AGº (KJ/mol)

a 25ºC

a 55ºC

-31,0

-34,7

1. Acetato + H2O

CH4 +

2. Acetato + 4H2O

2HCO3- +

3. HCO3- + 4H2 + H+

CH4 + 3H2O

4. Propionato + 3H2O

HCO3- + acetato + H+ +3H2

+76,1

+62,3

5. Butirato + 2H2O

2 acetato + H+ + 2H2

+48,1

+37,9

H+

+ 4H2

+104,2

+89,8

-135,6

-122,5

Según Ahring (1992) el acetato puede convertirse en metano a temperaturas superiores a los 75ºC. Por otra parte, desde el punto de vista operativo de un proceso anaerobio se aconseja trabajar con temperaturas próximas a 55ºC, ya que la actividad de las bacterias decrece drásticamente cuando la temperatura sobrepasa el óptimo (Ahring, 1994).

En la Figura I.5 se muestra la comparación de las velocidades de crecimiento de los microorganismos en tres rangos de temperatura.

33

Introducción

Fuente: Romero et al., 2002.

Figura I.5. Dependencia de la velocidad específica de crecimiento con la temperatura.

Como se aprecia en la Figura, en cada rango de temperatura indicado, la velocidad de crecimiento de los microorganismos aumenta con la temperatura hasta alcanzar un máximo a partir del cual se produce un brusco y acelerado descenso de la misma. También se observa en la figura que la velocidad del proceso aumenta con la temperatura, aunque aumentan los requerimientos energéticos, y disminuye la estabilidad del proceso (Fannin, 1987), al menos en presencia de determinados tóxicos.

Los estudios demuestran que la digestión anaerobia en el rango termofílico aumenta la velocidad de conversión (alta eficacia de eliminación de los sólidos orgánicos y de destrucción de organismos patógenos) permitiendo bajos tiempos hidráulicos de retención y altas velocidades de carga. Sin embargo también puede disminuir la estabilidad del proceso y pequeñas oscilaciones de temperatura, dentro del rango termofílico tiene un significativo efecto sobre la estabilidad del proceso (Romero et al., 1990).

Así, la temperatura a la cual se desarrolla el proceso anaerobio afecta significativamente a la actividad de los microorganismos (conversión, cinética, estabilidad, calidad del efluente), a la energía neta del proceso de conversión biológico, y a las constantes del equilibrio físico-químico en el medio (solubilidad de sales, y gases y constantes de disociación). Para evaluar este importante aspecto, es preciso realizar un balance energético para establecer el interés de mantener determinada temperatura y un estudio económico de cada caso en particular.

34

Cap. I. Introducción

A. Operación anaerobia termofílica

El tratamiento de vertidos y residuos con alta carga orgánica se ha desarrollado clásicamente en el rango mesofílico de temperaturas debido a las menores necesidades energéticas para el mantenimiento de la temperatura, y por tratarse de la temperatura óptima de la mayoría de las archaeas metanógeneas. Así, a escala industrial, los procesos de digestión anaerobia suelen trabajarse en el rango mesofílico, aunque el rango termofílico pueda resultar potencialmente atractivo. A continuación se indican las principales ventajas de la digestión anaerobia termofílica frente a su homóloga mesofílica: 1) Mayor velocidad de degradación: o velocidad de crecimiento de los microorganismos, lo cual supone mayores velocidades específicas, reactores más pequeños y/o menores tiempos de retención. La degradación es sensiblemente superior en el rango termofílico posibilitando, bien un mayor grado de eficacia en la reducción de materia orgánica, lo que implica una mayor producción de metano para la operación a igualdad de las restantes variables de operación, o bien una disminución del tiempo de retención necesario (y por tanto del volumen del reactor y del correspondiente coste de inmovilizado) si se desea obtener el mismo grado de eficacia depurativa (Romero et al., 2002; Ahring, 1994; Chugh et al., 1999). 2) Mayor eficacia de destrucción de patógenos y virus: la eficacia respecto de la destrucción de patógenos es muy superior en el tratamiento termofílico. Esto se torna especialmente importante cuando se pretende dar una utilidad al producto final obtenido del tratamiento anaerobio, como por ejemplo el uso como fertilizante. Así, el tratamiento por encima de 50ºC reúne en un solo paso la higienización (incluso de algunos tipos de virus) (Turner y Burton, 1997) y la digestión anaerobia (Angelidaki y Ahring, 1997a). Lund et al. (1996) también ha demostrado que la alta eliminación de patógenos se debe a la combinación de las temperaturas termofílicas y las condiciones anaerobias del medio. 3) Baja tasa de generación de fango: las cantidades de fangos generados en los procesos termofílicos son generalmente inferiores a las obtenidas en procesos mesofílicos. Así, a pesar de la alta velocidad de crecimiento bacteriano, la cantidad de fango generado en los procesos termofílicos es pequeña, y se mejoran las características de secado del producto final. 4) Favorece las características físico-químicas: el sistema se ve favorecido a mayor temperatura debido a una mayor disgregación de las partículas, menor viscosidad de los líquidos y, por tanto, una mejora sustancial en las posibilidades de agitación de los reactores. La 35

Introducción

solubilidad de los gases disminuye al aumentar la temperatura, lo que implica menores concentraciones de metano en el medio líquido pero, también, de otros gases que ejercen efecto negativo. También afecta al CO2, que determina la capacidad tampón del medio (Romero et al., 2002). En general, se favorecen los procesos de transferencia de materia y la cinética global. 5) Reduce la formación de espumas: los tratamientos termofílicos reducen de forma significativa las espumas gracias, especialmente, a la destrucción y eliminación de microorganismos filamentosos (Sung y Liu, 2001; Zaplatilkova et al., 2001).

Las principales desventajas asociadas a la utilización del rango termofílico son las siguientes:

1) Incremento en los niveles de ácidos grasos volátiles en el efluente: el incremento de ácidos volátiles grasos está relacionado no sólo con el rango de temperatura en los procesos anaerobios sino también con la configuración del reactor, la estrategia de arranque y operación (Weigant, 1986; Angelidaki y Ahring, 1992; van Lier et al., 1993 y 1996). 2) Mayor requerimiento energético: los sistemas termofílicos poseen un requerimiento energético mayor al sistema mesofílico, ya que trabaja a temperaturas superiores. No obstante, el exceso de calor generado en determinadas industrias reduce la cantidad de energía requerida para el proceso (Cecchi et al., 1992). 3) Mayor sensibilidad del proceso en cuanto a los cambios ambientales: el proceso de digestión anaerobia es mucho más sensible a altas temperaturas a los cambios ambientales. Según Sung y Liu (2001) esta sensibilidad puede ser reducida mediante una etapa de aclimatación del residuo y microorganismos.

Estudios previos realizados por el grupo de investigación donde se enmarca este trabajo, resaltan importantes ventajas del tratamiento anaerobio termofílico frente a su homólogo mesofílico para el tratamiento de vinazas del vino (Romero, 1985; Romero, 1991; Nebot, 1992; Romero et al., 1994; Pérez et al., 1997a; Pérez, et al., 1999; Pérez et al., 2001a y 2001b), aguas aceitosas (Rodríguez-Caño, 2003), lodos de depuradora (De la Rubia, 2003; Romero et al., 2002), y más recientemente con los residuos sólidos urbanos (Álvarez, 2005).

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CAPÍTULO II CARACTERIZACIÓN DE LOS RESIDUOS SÓLIDOS URBANOS

Proceso de Digestión Anaerobia

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Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

1. INTRODUCCIÓN En este capítulo se realiza una profunda revisión sobre el concepto y las características principales de los residuos sólidos urbanos. Con un enfoque eminentemente técnico, se definen los conceptos, definiciones y terminología aplicable, los criterios de clasificación y se indica su composición. Además, se describen todas las fases que se suceden desde su caracterización hasta que son valorizados, ya sea como subproductos o energéticamente, o bien dispuestos como rechazo en un vertedero controlado. La situación actual de los residuos está caracterizada por la ausencia de estadísticas contrastadas en materia de generación, composición y gestión de los mismos. Las fuentes de información son diversas y comprenden tanto a las Administraciones Públicas y Organismos Oficiales como Asociaciones Profesionales y Empresariales relacionadas con el tratamiento y gestión de los residuos urbanos. Son, por lo tanto, datos escasos, heterogéneos, no comparables entre sí, contradictorios en muchos casos y poco fiables en general. Además, gran parte de los estudios de composición de los residuos sólidos urbanos y sus sistemas de gestión son bastante antiguos, por lo que los hábitos de consumo y el desarrollo económico experimentado desde entonces hacen que la mayor parte de sus conclusiones sean de difícil aplicación actual.

Conscientes de estas limitaciones, para la elaboración de este trabajo se ha partido de la información y datos más verosímiles suministrados por las Comunidades Autónomas u obtenidos a partir de los estudios realizados por el Ministerio del Medio Ambiente y otros Organismos Públicos y privados, además de los trabajos técnico-científicos.

El objetivo de este capítulo corresponde a la caracterización de la composición de los residuos sólidos urbanos y lodos digeridos utilizados como materia prima en los experimentos desarrollados.

2. ANTECEDENTES BIBLIOGRÁFICOS 2.1. Problemática de los residuos sólidos urbanos La transformación de la sociedad rural en urbana ha ocasionado un aumento considerable en la generación de residuos procedentes de la actividad doméstica, comercial, institucional, construcción y demolición, servicios municipales (limpieza de calles, parques y jardines), plantas de tratamiento, industrial y agricultura. 39

Proceso de Digestión Anaerobia

Además, la acumulación de desechos urbanos constituye un serio problema para las instituciones locales responsables por precepto legal de la recogida y eliminación de éstos. Para solucionar estos problemas se requiere una estrategia y organización de la actividad de recogida y tratamiento que establezca una relación vertido-medioambiente adecuada.

A estas circunstancias se une el hecho contradictorio de que, en tanto las operaciones de recogida son intermitentes, los agentes productores de suciedad son permanentes.

La problemática de los residuos urbanos, tan brevemente expuesta, es extensiva a todos los tipos de desechos sólidos, aceptando éstos como cualquier material generado en las actividades de producción, utilización y consumo que no han alcanzado ningún valor económico y/o social inmediato.

Cualquier residuo tiene un contenido material y energético. Por tanto, en el momento en que exista una tecnología capaz de recuperar esa materia, dejará de ser un residuo. En este sentido, las definiciones y la terminología aplicable a los residuos sólidos y las clasificaciones de los mismos varían sustancialmente en la literatura referente al tema.

En términos genéricos, “residuo” es cualquier sustancia u objeto del cual su poseedor tenga la obligación de desprenderse en virtud de las disposiciones nacionales vigentes (Directiva 91/156/CEE).

La agencia de protección medio ambiental, “U.S. Environmental Protection Agency” (USEPA), de los Estados Unidos, define textualmente “residuo sólido” como cualquier tipo de basuras sólidas de desechos resultantes de la comunidad, actividades industriales y comerciales (USEPA, 1989).

La Directiva 89/369/CEE, introduce el concepto de “residuos municipales” que son los residuos domésticos, los residuos de comercios y empresas, así como otros residuos que, por su naturaleza o su composición, pueden asimilarse a los residuos domésticos.

Así, el “residuo municipal” o “residuo sólido urbano” es aquél generado por cualquier actividad en los núcleos urbanos, incluyendo tanto los de carácter doméstico como los provenientes de cualquier otra actividad generadora de residuos dentro del ámbito urbano, con excepción de los peligrosos. En términos más específicos también se aplica a los residuos de alimentos (biodegradables), llamados basuras, y los residuos sólidos no putrescibles, los cuales se designan simplemente desechos. Los desechos incluyen diversos materiales que pueden ser 40

Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

combustibles (plástico, textiles, etc.) o no combustibles (vidrio, metal, etc.). Existen residuos, en ocasiones llamados especiales, como los desechos de las construcciones, las hojas de los árboles y los automóviles abandonados, entre otros, que se recolectan a intervalos esporádicos en diferentes lugares.

Según Tchobanoglous et al. (1997), la proporción municipal de los residuos sólidos totales generados representa sólo una pequeña proporción, pero es objeto de la máxima atención en virtud del efecto que su eliminación incorrecta puede tener en la salud pública y en la calidad de aguas tanto superficiales como subterráneas.

La definición de residuos sólidos urbanos (RSU) puede variar según su origen. Así, la definición de RSU podría incluir: ™ ™ ™ ™ ™

Residuos domésticos; Residuos voluminosos de domicilios; Basura y barrido de las calles; Residuos de parques y jardines; Residuos de instituciones, comercios y oficinas.

En España, la Ley 42/1975 no recoge una definición específica de residuos sólidos urbanos. Sin embargo, de forma específica, establece 7 categorías de residuos (“basuras”) incluidos dentro del ámbito de aplicación: ™

™ ™

™ ™ ™ ™

Domiciliarios: residuos sólidos procedentes de los domicilios colectivos (cuarteles, asilos, residencias, etc.), de la actividad doméstica, tales como residuos de cocina (restos de comida), cenizas de la calefacción, papeles, vidrios, material de embalaje, y otros residuos adecuados por su tamaño para ser recogidos por los servicios municipales normales Limpieza viaria, zonas verdes y recreativas: residuos procedentes de la actividad de limpieza de calles y paseos, y de arreglo de parques y jardines Comerciales y de servicios: residuos generados en las distintas actividades comerciales (tiendas, mercados, almacenes, centros comerciales, etc.) y del sector de servicios (bancos, oficinas, colegios, etc.). No están incluidos los residuos procedentes de actividad sanitaria y de los mataderos Sanitarias en hospitales, clínicas y ambulatorios Abandono de animales muertos, muebles, enseres y vehículos Industriales, avícolas, de construcción, obras menores de reparación domiciliaria y demolición En general, todos aquellos residuos cuya recogida, transporte y almacenamiento o eliminación corresponda a los Ayuntamientos, de acuerdo con lo establecido expresamente en la Ley de Régimen Local y demás disposiciones vigentes.

41

Proceso de Digestión Anaerobia

En el actual Plan Nacional de Residuos Urbanos u otros Planes Municipales quedan excluidos del ámbito de aplicación los residuos que figuren en la lista de residuos peligrosos aprobada en el Real Decreto 952/1997, y, en los términos que a continuación se indican, los residuos peligrosos de origen doméstico, así como los recipientes y envases que los hayan contenido.

Para estos residuos peligrosos de origen doméstico, cuya naturaleza física, química, toxicológica y jurídica justifique su separación del resto de los residuos urbanos y su gestión a través de circuitos diferenciados, se articulará una normativa específica, al amparo de lo establecido en el artículo 1.5 de la Directiva 91/689/CEE, que permita aplicar a dichos residuos los nuevos principios de filosofía ecológica recogidos en la Ley 10/98. No obstante, deben existir sistemas de gestión que garanticen la recogida selectiva y tratamiento adecuado, de forma separada del resto de RSU, de los siguientes residuos específicos domésticos, así como sus recipientes y materiales de envase:

• • • • • • •

Colas y adhesivos Pinturas, barnices y disolventes Insecticidas y antiparasitarios Aceites minerales de origen doméstico Aditivos y otros fluidos de automoción Medicamentos y productos de uso terapéutico Residuos eléctricos y electrónicos

Igualmente, debe existir trato especial a los siguientes residuos:

• • • • • •

Pilas y acumuladores usados Vehículos fuera de uso Neumáticos fuera de uso Residuos de construcción y demolición Despojos de animales procedentes de mataderos, animales muertos, etc. Barros y lodos de depuradoras municipales

En el caso de las pilas y acumuladores usados se ha elaborado un programa Nacional de Gestión de los mismos según lo exigido por la Directiva 91/157/CEE. Igualmente, para los otros residuos mencionados se han elaborado Planes especiales e individuales para cada uno de ellos, planes que serán agrupados y, en su conjunto, constituirán el Plan Nacional de Residuos Especiales (PNRE).

42

Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

2.1.1. Producción, composición y características generales del RSU

Uno de los problemas más generales que hay que afrontar a la hora de hablar de composición y producción de residuos, es la falta de información fiable y, en general, la falta de control de la producción. Los datos más fiables de producción y composición de residuos se obtienen a partir de las características socioeconómicas del área de producción. Este aspecto es importante a la hora de planificar un sistema de tratamiento, eliminación y aprovechamiento (Martínez, 2001).

Es complicado sentar las bases para predecir la posible evolución de la producción y composición de residuos sólidos urbanos. Estos dependen de la evolución de la población (incremento o disminución del número de habitantes), variación en el nivel económico de la misma, así como de la variación en los hábitos de consumo, sobre todo si se evoluciona hacia una conciencia más ecológica (mayor recuperación y reciclado de los envases y embalajes).

A- PRODUCCIÓN DE RESIDUOS SÓLIDOS URBANOS

Durante los años 60 y 70 se produjo una profusión de productos nuevos en los residuos sólidos municipales: latas, recipientes de plásticos, aparatos, neumáticos y muchos otros artículos que se consideraban que era más económico tirarlos que reciclarlos. Los envases de alimentos de preparación rápida, ferretería, artículos para el hogar y otras mercancías han creado un enorme conjunto de materiales fáciles de desechar. Así, la complejidad de los residuos sólidos urbanos, con el advenimiento de la sociedad de los productos “desechables” y el crecimiento de la industria de alimentos envasados y procesados ha provocado un aumento significativo de cantidad y complejidad de los RSU. El mayor generador de RSU en el mundo es Estados Unidos con una producción media de casi 4,0 kg/habitante/día. Los cambios que han experimentado los residuos sólidos urbanos a lo largo de los años 1900-2000 en los Estados Unidos muestran un aumento bastante acentuado en comparación con los demás tipos de residuos (escombros, metal y vidrio). Las fracciones urbanas responsables de este aumento han sido el papel cartón, plástico y la materia orgánica. Los países o regiones individuales pueden mostrar tendencias, proporciones y cualidades muy diferentes y, por ello, el estudio de los problemas de manejo de residuos sólidos debe tener como base las características específicas de cada localidad. En los países industrializados se ha observado una tendencia hacia el aumento significativo de la cantidad y complejidad de los residuos sólidos (Mata-Álvarez, 1998a).

43

Proceso de Digestión Anaerobia

En Europa, la generación de residuos sólidos urbanos oscila entre 0,5-1,75 kg/habitante/día (Figura II.1). En Francia se generan aproximadamente 650,0 millones de toneladas de residuos donde 47,0 millones de toneladas equivalen a los RSU lo que hace una media de 467kg/habitante/año. En España, la media de producción de residuos es relativamente baja comparativamente con Francia, 24 millones de toneladas de residuos y un coeficiente de generación de 0,8-1,2kg/hab/día, sin embargo esta producción aumentará un 1,75% por año hasta el año 2020 (INE, 2002).

2 1,75

Producción de R.S.U. (kg/hab/día)

1,5 1,25 1 0,75 0,5 0,25 0 A LE

NOR

DIN

HOL

SUI

B EL

SUE

FRA

GRE

ITA

ESP

A UST P ORT

Fuente: INE (2002)

Figura II.1. Coeficiente de producción de RSU por habitante y día en diferentes países de la Unión Europea.

La producción per cápita de residuos sólidos no solo varía de un país a otro, sino también de una población a otra e, incluso, de un estrato socioeconómico a otro dentro de una misma ciudad. La producción de RSU también varía en función de la zona geográfica, siendo mayor en las comunidades industriales y de servicios (Figura II.2).

Como se puede apreciar en la Tabla II.1., en cuanto al porcentaje de recogida y tratamiento del RSU en las diferentes provincias andaluzas, el total obtenido en relación a la fase de recogida es del 53%, oscilando desde el 34% de la provincia de Huelva hasta el 81% de la provincia de Córdoba. Cádiz posee porcentajes superiores al cincuenta por ciento de recogida, no obstante en relación a la fase de tratamiento, sólo se alcanza un 32%.

44

Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

País Vasco Ceuta y M elella Navarra Rioja, La Murcia

Andalucía

M adrid Aragón Asturias Galicia Baleares Extrem adura

Canarias Cantabria Castila-La Mancha

Valencia

Castila-León Cataluña

Procedencia: INE (2002).

Figura II.2. Generación de residuos sólidos urbanos por comunidades Autónomas, en España.

Tabla II.1. Tratamiento de Residuos sólidos Urbanos en Andalucía Población Seleccionada Provincias Almería

Población

Recogida

%

Tratamiento

%

536.731

274.301

51

272.744

51

1.116.491

606.297

54

362.770

32

Córdoba

761.657

618.955

81

761.650

100

Granada

821.660

291.959

35

821.660

100

Huelva

462.579

156.943

34

389.759

84

Jaén

643.820

336.765

52

112.590

17

Málaga

1.287.017

760.832

59

914.532

71

Sevilla

1.727.603

867.418

50

1.153.069

67

TOTAL

7.357.558

3.913.470

53

4.788.774

65

Cádiz

Fuente: Cámara de Cuentas de Andalucía 2001.

45

Proceso de Digestión Anaerobia

A continuación se repasan algunos de los factores que, de forma decisiva, influyen en la generación de residuos: 1- Nivel de vida de la población: la producción de RSU aumenta con el aumento de nivel de vida de la población ya que se crean nuevas necesidades de consumo; 2- La época del año: para igual número de habitantes, generalmente es mínima la producción de residuos en los meses de verano; 3- El modo de vida de la población: las distintas formas de vida marcan diferencias en el consumo de productos y generación de residuos; zonas rurales (190 a 300 kg/hab/año; 0,55 a 0,82 kg/hab/día); zonas urbanas (295 a 400 kg/hab/año, 0,80 a 1,10 kg/hab/día); media nacional (313 kg/hab/año, 0,86 kg/ha/día); 4- Día de la semana: los fines de semana influyen decisivamente en una menor generación de RSU; 5- Movimientos de la población durante la vacaciones: durante períodos de tiempo determinados (vacaciones, fin de semana, fiestas) se producen variaciones detectables por los servicios de recogida de los residuos; 6- Clima: el clima y la estación del año influyen decisivamente en una mayor o menor generación de RSU. Por ejemplo, el aumento de cenizas es mayor en inverno debido al uso de las calefacciones tradicionales de carbón y leña; 7- Los hábitos de consumo: vienen impuestos por las grandes multinacionales que, en la búsqueda de una mayor rentabilidad del producto, modifican los envases y embalajes, sin tener en cuenta las repercusiones de este producto en la composición de los residuos. B- COMPOSICIÓN DE RESIDUOS SÓLIDOS URBANOS

Además de las variaciones en cuanto a cantidad, puede haber también grandes diferencias en la composición de los residuos sólidos urbanos. La composición de los residuos urbanos domiciliarios o domésticos varía sustancialmente con el poder adquisitivo de cada colectividad. Cuanto más desarrollada es una sociedad mayor es la tendencia a consumir los bienes elaborados reduciendo la fracción típicamente orgánica e incrementando las fracciones complementarias de vidrio, papel, cartón y plástico. Esta misma tendencia también se puede observar cuando se analizan las diferencias entre las grandes ciudades y los entornos (Álvarez, 2005). A continuación, en las Tablas II.2 y II.3 se muestra la composición porcentual de los residuos sólidos urbanos en Europa y España.

46

Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

Tabla II.2. Composición porcentual en peso de los constituyentes de los residuos sólidos urbanos en Europa. Europa - Países Bajos ingresos

Medianos ingresos

Industrializados

40 - 85

20 – 65

20 – 50

Papel y cartón (%)

1 - 10

15 – 40

15 – 40

Plásticos (%)

1- 5

2–6

2 – 10

Metales (%)

1- 5

1–5

3 – 13

Vidrio (%)

1 - 10

1 – 10

4 – 10

Caucho y cuero (%)

1- 5

1–5

2 – 10

Material inerte (tierra y arena) (%)

1 - 40

1 – 30

1 – 20

Composición Vegetales y putrescibles (%)

materiales

Otras características Contenido de humedad (%)

40 – 80

40 – 60

20 – 30

250 - 500

170 – 330

100 – 170

800 – 1100

1100 - 1300

1500 - 2700

Densidad (kg/m3) Poder calorífico (Kcal/kg) Fuente: Countreau, (2002).

Tabla II.3. Composición media de los residuos sólidos urbanos en España en el período de 1991-1996. Componente

Composición media (%)

Materia Orgánica

44,06

Papel-cartón

21,18

Plástico

10,59

Vidrio

6,93

Metales Férricos

3,43

Metales no férricos

0,68

Maderas

0,96

Otros

12,17

Totales

100,0

Fuente: Plan Nacional de Residuos Urbanos (PNRU, 2000-2006).

El Plan Nacional de Residuos Urbanos (2000-2006), aporta los resultados medios de los estudios de caracterización y composición realizados por el Ministerio de Medio Ambiente en los años 1991-1992 en las provincias de Andalucía, actualizadas con otros datos más recientes para obtener la composición media por fracciones en 2001 que se indica en la Tabla II.4.

47

Proceso de Digestión Anaerobia

Tabla II.4. Composición de residuos sólidos urbanos, en porcentaje, en las provincias de Andalucía en 2001. Porcentaje (%) Provincia

Materia Orgánica

Papel cartón

Vidrio

Plástico

Metal

Textil

Otros

Almería

56,1

16,2

6,0

7,2

3,5

4,4

6,7

Cádiz

41,9

20,8

7,5

12,3

3,8

4,9

8,9

Córdoba

54,9

17,4

6,3

12,4

4,1

3,6

1,3

Granada

43,8

19,3

7,6

15,2

3,6

7,0

3,5

Huelva

54,0

15,5

5,8

12,4

2,9

4,3

5,2

Jaén

48,0

20,0

9,0

11,0

4,0

5,0

3,0

Málaga

46,4

22,6

5,6

11,7

3,6

3,1

6,9

Sevilla

51,7

15,2

4,4

12,5

3,1

4,4

9,1

Total en

49,0

18,6

6,1

11,8

3,5

4,4

6,7

Andalucía Fuente: Consejería del Medio Ambiente, 2004.

En el ámbito de la Comunidad Autónoma de Andalucía, a través de la Secretaría de Estado para políticas del Agua y del Medio Ambiente (Subdirección General de Residuos), se dispone de la última caracterización físico-química de los residuos urbanos en la provincia de Cádiz del año 1991, y se recoge en la Tabla II.5. Tabla II.5. Composición media de los residuos sólidos urbanos en la provincia de Cádiz. CARACTERIZACIÓN

COMPOSICIÓN (%) Papel-cartón

20,54

Humedad (%)

46,70

Vidrio

pH

6,49

Plástico

10,90

69,31

Materia orgánica

42,20

131,69

Metales férricos y no férricos

Materia Orgánica (%) Densidad

(kg/m3)

7,8

Otros

3,81 10,225

48

Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

En España, la mitad de los RSU generados presentan como componente mayoritario la materia orgánica fermentable, constituida fundamentalmente por restos de alimentos y que recibe la denominación de fracción orgánica de los residuos sólidos urbanos (FORSU). La FORSU es la fracción empleada en los tratamientos para la obtención de los productos valorizables como el compost y el biogás. En los municipios donde no se realiza recogida selectiva, el RSU se encuentra en unas condiciones menos favorables para su tratamiento biológico, pues los procesos de separación mecánica presentan peores eficiencias tanto de recuperación de materiales como de obtención de una FORSU de mayor calidad para su tratamiento (Álvarez, 2005).

La fracción inorgánica que habitualmente se encuentra mezclada con el RSU está constituida por agua, restos de vegetales y animales, papeles, plásticos, latas, vidrios, tierra, tejidos, metales, maderas, y otros materiales. Además, se incluyen otras fracciones tales como pinturas, barnices y disolventes, insecticidas, medicamentos, textiles, gomas y cueros, elementos inertes (tierras, cenizas, cerámica, etc.), ciertos voluminosos (muebles y enseres domésticos y residuos eléctricos y electrónicos), pilas y baterías y otros residuos específicos domésticos.

C- CARACTERIZACIÓN DE RESIDUOS SÓLIDOS URBANOS

El conocimiento de la composición de los residuos urbanos tiene una gran importancia a la hora de seleccionar la mejor alternativa de eliminación (Gallert et al., 2003). Así, la FORSU procedente del proceso de reciclado presenta un mayor potencial para los procesos de digestión anaerobia y los restos vegetales de limpieza de parques y jardines proporcionan un compost de mejor calidad, frente a los residuos que presentan mayores porcentajes de plásticos (Braber, 1995; Hartmann y Ahring, 2005). A continuación se presenta una breve descripción de las propiedades físico-químicas de los residuos sólidos urbanos:

♣ Densidad o peso específico: la densidad de los RSU varía con la composición de los mismos y con su grado de compactación, siendo un parámetro fundamental para dimensionar recipientes de recogida tanto de los hogares como de la vía pública. En el caso de la basura no estabilizada la densidad oscila entre 100-600 kg/m3, para la basura suelta la densidad es cercana a 300 kg/m3, mientras que en los camiones compactadores de recogida puede alcanzarse la cifra de 600 kg/m3. Los valores medios teóricos para RSU sin compactar oscilan entre 600 y 800 kg/m3, dependiendo de la zona geográfica (zonas urbanas y rurales) e incluso entre los distintos barrios. La densidad indica el origen del RSU: áreas comerciales o de viviendas de alto nivel de vida, o si el residuo posee alta o baja biodegradabilidad (mayores proporciones de papel, envases y embalajes sin retorno, etc.). La densidad del 49

Proceso de Digestión Anaerobia

RSU ha ido descendiendo con el paso del tiempo, en los últimos 30 años, pasando de 500 kg/m3 en la década de los 60, a 300 kg/m3 (basura suelta) en la actualidad. ♣ Humedad: muy importante y decisiva en procesos de compresión de residuos, producción de lixiviado, transporte, procesos de transformación, tratamientos de recuperación energética y procesos de separación de residuos en plantas de reciclaje. El porcentaje de humedad también es importante a la hora de adoptar un sistema de tratamiento. Por ejemplo, un residuo con alto contenido en humedad no es apto para la incineración ya que su alto contenido en agua supone un inconveniente para su aprovechamiento calorífico. Además, algunos residuos pierden sus características iniciales, o su valor energético y mecánico, en contacto con otros residuos que ceden humedad, provocando la degradación de los mismos o su unificación a otros residuos, como el caso del papel. No obstante, la humedad del residuo depende no sólo del clima y estación del año, sino también de la cantidad de materia orgánica: cuanto mayores la fracción orgánica mayores el porcentaje de humedad. ♣ Granulometría: el tamaño físico de las partículas y el grado de segregación del residuo urbano son componentes importantes para el dimensionado de los procesos mecánicos de separación (tromel, criba, etc.). ♣ Poder calorífico: al contrario que la humedad y la densidad el poder calorífico del residuo urbano ha crecido con respecto a épocas pasadas. Este aumento del poder calorífico está asociado al aumento de consumo de materiales combustibles (embalajes fundamentalmente de plástico y papel) y a la disminución del grado de humedad (bajo contenido en materia orgánica). En España, los valores correspondientes al poder calorífico de los RSU están comprendidos entre 800 y 2200 Kcal/kg. El conocimiento del poder calorífico de los RSU es fundamental para dimensionar las instalaciones de incineración y recuperación de energía. ♣ Relación carbono/nitrógeno (C/N): la relación C/N permite conocer la capacidad mineralizadora del residuo sólido en procesos de recuperación y aprovechamiento de la materia orgánica. La variación de esta relación C/N dependerá del aporte de la fracción cartón-papel. Los valores de C/N más elevados son característicos de los países más desarrollados (valores medio superiores a 34) debido a la mayor cantidad de papel-cartón. El intervalo óptimo de la relación C/N para procesos de transformación biológica está comprendido entre 20 y 35. Conocida esta relación se puede determinar la aptitud del residuo sólido para la digestión anaerobia o el compostaje, teniendo en cuenta que la posibilidad que se generan altos niveles de amoníaco hacen que el residuo no sea adecuando para los procesos anaerobios.

50

Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

2.2. Gestión medioambiental

Los problemas asociados con el crecimiento de la población, el acelerado desarrollo urbano y el progreso tecnológico son las principales causas de la alteración de los ciclos de materia-energía y degradación de los ecosistemas, poniendo en peligro el equilibrio poblacional entre las especies y el hombre. Para alcanzar una mayor protección medio ambiental se requiere una actuación coordinada entre las fuerzas políticas y de la sociedad a través de leyes específicas destinadas a prevenir los problemas, así como una evolución coordinada de las actividades económicas para mejorar el desarrollo de la población. En la actualidad, empiezan a emerger las tecnologías limpias, los sistemas de gestión medioambiental, y la sostenibilidad. El concepto de desarrollo sostenible considera aquel desarrollo que satisface las necesidades de la generación presente sin comprometer la capacidad de generaciones futuras para satisfacer sus propias necesidades. La gestión medioambiental requiere una fuerte inversión económica y estructural: altos costes de depuración del aire, agua, ruido o residuos, y altos costes de las eco-auditorias y evaluaciones de impacto ambiental. Estas inversiones se rentabilizan rápidamente ya que se minimiza el consumo de materias primas y energía (minimizar los problemas ya existentes y prevenirlos) y se mejora la calidad en general (asegura un equilibrio de las fuerzas de la biosfera).

2.2.1. Gestión medioambiental de residuos La Gestión de Residuos fue definida como un modelo de desarrollo sostenible en la Conferencia de Río de 1992 o “Cumbre de la Tierra”.

También el V Programa de Acción de la Unión Europea estableció una estrategia comunitaria de Gestión de Residuos hasta el año 2000 basada en la siguiente jerarquización de opciones para la gestión, o “principio de jerarquía”: (1) prevención y reducción en origen; (2) minimización de residuos y emisiones; (3) Valorización y aprovechamiento de los residuos; (4) optimización del tratamiento seguro del residuo no convertible; (5) eliminación segura de los residuos. Esta jerarquización de opciones se ha incorporado a la legislación española y, como tal, se contempla en la Ley 10/98 de Residuos (Pérez-Fernández, 1996; Jiménez, 1996).

Actualmente, el VI Programa de Acción de la Comunidad Europea en materia de Medio Ambiente (2001-2010), establece distintas estrategias sobre el uso sostenible de los recursos 51

Proceso de Digestión Anaerobia

naturales, por lo que la prevención en la producción de los desechos y su reciclado y aprovechamiento, se convierten en objetivos fundamentales en la gestión de los residuos.

En España, el modelo de Gestión de Residuos predominante ha sido la recogida de los RSU mezclados y su posterior eliminación mediante depósito en vertedero. Según Tchobanoglous et al. (1997) la Gestión del Residuo Urbano es un conjunto de operaciones realizadas desde su generación hasta su destino final. Y comprende las cuatro fases descritas a continuación (Fernández y Ollay, 1997): 1. Pre - recogida: constituye la primera fase del proceso de gestión en la que los residuos son envasados para su evacuación, donde se utilizan bolsas o sacos desechables, cubos de basura, contenedores de ruedas o de gran capacidad.

2. Recogida: comprende un conjunto de operaciones hasta descargar los residuos en un centro de tratamiento. Los parámetros de operación, tales como rutas, frecuencias de recogida, horarios, equipos y personal, son decisivos en el coste global (60-80%) de la gestión. Esta fase se clasifica como: recogida tradicional (basuras en bolsas plásticas o cubos), recogida hermética (camión recoge de forma automática los contenedores), y recogida neumática.

3. Transporte: Existen distintas formas de realizar el transporte de los RSU, pudiendo realizarse en los propios camiones de recogida o bien utilizando instalaciones intermediarias denominadas estaciones de transferencia en las que se realiza un trasvase de las basuras.

4. Tratamiento: comprende un conjunto de operaciones destinadas a la eliminación, reducción o aprovechamiento de los recursos que contienen las basuras. Los métodos más utilizados son el vertido controlado, la incineración, el reciclado, el compostaje y más recientemente la biometanización.

Actualmente, todas las Administraciones Públicas han venido realizando, durante los últimos años, numerosas actuaciones encaminadas a la mejora de la gestión de los RSU en línea con las directrices y principios emanados de la Unión Europea y contenidos en el Plan Nacional de Residuos Urbanos. Así, en los últimos años se ha comenzado a imponer otras tecnologías de tratamiento, alternativas al convencional método de eliminación mediante depósito en vertederos, como consecuencia del marco normativo y legislativo.

52

Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

2.2.2. Legislación vigente para residuos urbanos Legislación y normativas en el ámbito de la Unión Europea y Nacionales: ♣

1975: En España, la primera normativa que enmarca y sustenta jurídicamente la Gestión de Residuos es la Ley 42/75. Esta Ley contempla que los residuos sean tratados como una fuente potencial de recursos más que como un problema. En este mismo año, la Unión Europea propone un amplio abanico de instrumentos jurídicos dirigidos a promover y armonizar las legislaciones nacionales, entre ellas, la Directiva del Consejo 75/442/CEE de 15 de Julio de 1975, relativa a los Residuos. La Directiva establece la obligatoriedad de fomentar el desarrollo de tecnologías limpias, la valorización de los residuos así como la utilización de los residuos como fuente de energía. Esta reglamentación ha servido para favorecer la implantación de tecnologías biológicas para el tratamiento de residuos frente a las tecnologías habituales de eliminación en vertedero.

♣

1986: Tras la entrada de España en la Comunidad Europea (CEE) en 1986, se produce la primera adaptación de la Ley 42/1975 para el cumplimiento a la Directiva del Consejo 75/442/CEE, lo cual supuso la incorporación y transposición de los principios europeos en materia de gestión de residuos.

♣

1991: Se aprueba en la Unión Europea la Directiva 91/156/CEE, el 18 de marzo de 1991, una reglamentación específica para cada categoría de residuos, modificando la Directiva 75/442/CEE, estableciendo una norma común para todos los residuos.

♣

1992: Se celebra la Conferencia de Río 92 en Brasil.

♣

1993: El día 20 de Diciembre de 1993 se aprueba la Decisión de la Comisión 94/3/CE. Esta Directiva establece un listado de residuos, conforme el artículo 1º de la Directiva 75/442/CE, que dará origen al Catálogo Europeo de Residuos (CER).

♣

1994: Se aprueba en la Unión Europea la Decisión de la Comisión 94/904/CEE que introduce los códigos del Catálogo Europeo de Residuos específico para los residuos peligrosos. Además, el 20 de diciembre, se establece la Directiva 94/62/CE relativa a los envases y residuos de envases.

♣

1996: Se aprueba en la Unión Europea la Directiva 96/61/CE de 24 de Septiembre de 1996, relativa a la prevención y gestión de residuos. Establece actuaciones en el control integrado de la contaminación (IPPC). 53

Proceso de Digestión Anaerobia

♣

1997: En España se aprueba una Resolución del Consejo, de 24 de febrero de 1997, sobre una estrategia comunitaria de gestión de residuos. Esta resolución recoge una serie de consideraciones que serán establecidas en el ordenamiento jurídico sobre residuos a través de Ley 11/97 de Envases y de la Ley 10/98 de Residuos. Seguidamente, en el día 24 de Abril se establece la Ley 11/97 de Envases y Residuos de Envases, que transpone la Directiva 94/62/CE, donde se establecen los principios de actuación y objetivos en materia de prevención, reutilización y reciclado de los envases y residuos de envases.

♣

1998: Las aportaciones a la Ley 42/75 se mostraron bastantes escasas en cuanto al campo de la Planificación de los Residuos. La adecuación de esta Ley se realizó a través de una nueva ley aprobada el día 21 de abril, la Ley de Residuos 10/98. La Ley 10/98 transpone la Directiva 91/156/CEE de la Unión Europea. Su objeto es prevenir la producción de residuos, establecer su régimen jurídico de producción y gestión y fomentar su reducción, reutilización, reciclado y otras formas de valorización. Además en el Artículo número 5, recoge la elaboración de los Planes Nacionales de Residuos y la integración de los Planes Autonómicos. En día 30 de Abril se establece la última Normativa Nacional, el Real Decreto 782/1998, por el que se aprueba el reglamento para el desarrollo y ejecución de la Ley 11/97 de Envases y Residuos de Envases.

♣

1999: En la Unión Europea, se aprueba la última Directiva del Consejo, la Directiva1999/31/CE relativa al Vertido de Residuos, dirigida a limitar el vertido de determinados residuos, con especial mención de los residuos municipales biodegradables, además de fijar las condiciones necesarias para la Gestión de los Residuos en Vertederos.

♣

2000: Se aprueba en la Unión Europea la Decisión de la Comisión 2000/532/CE, el día 3 de Mayo, en la cuál se establece una Lista Única de Residuos. Además, se aprueba la Directiva 2000/76/CE del Parlamento Europeo y del Consejo relativa a la incineración y co-incineración de residuos. En España, el 7 de enero de 2000, se aprueba el Plan Nacional de Residuos Urbanos 2000-2006 elaborado por la Dirección General de Calidad y Evaluación Ambiental del Ministerio de Medio Ambiente.

♣

2001: Se modifica la decisión de la Comisión Europea 2000/532/CE, en donde se establecía la lista única de residuos, con la creación de la Decisión 2001/118/CE, la Decisión 2001/119/CE y la Decisión 2001/573/CE.

54

Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

En España, el día 27 de diciembre se aprueba el Real Decreto 1481/2001, por el que se regula la eliminación de residuos mediante depósito en vertedero. Este R.D. transpone la Directiva 1999/31/CE del Consejo y aborda la adecuación de los vertederos actuales a una serie de nuevas exigencias. ♣

2003: Se aprueba en España el Real Decreto 263/2003 de 30 de Mayo, mediante el cuál son incorporados los principios y objetivos establecidos por la Directiva 2000/76/CE relativa a la incineración de residuos. 2.2.3. Plan Nacional de Residuos Urbanos (PNRU)

La Ley 10/98, de 21 de abril, de residuos establece en su Artículo 5 que la Administración General del Estado deberá elaborar diferentes Planes Nacionales de Residuos, mediante “la integración de los respectivos Planes Autonómicos, en los que se fijarán los objetivos específicos de reducción, reutilización, reciclado y otras formas de valorización y eliminación”. La misma obligación se deriva para España de la Directiva 91/156/CEE.

Posteriormente a esta iniciativa la dirección General de Calidad y Evaluación Ambiental del Ministerio del Medio Ambiente (MMA), en colaboración con las Comunidades Autónomas, elaboran y aprueban el Plan Nacional de Residuos Urbanos (PNRU) 2000-2006 cumpliendo con la normativa comunitaria y la Ley de Residuos de 1998 al respecto (PNRU, 2000-2006).

El referido plan adopta el llamado “principio de jerarquía” contemplado en el artículo 1.1 de la Ley 10/1998, mencionado anteriormente, y tiene por objeto prevenir la producción de residuos, establecer sus sistemas de gestión y promover, por este orden, su reducción, reutilización, reciclado y otras formas de valorización. El Plan Nacional de Residuos se desarrolla a través de los siguientes objetivos principales: [ reducir de la generación de los residuos totales [ aumentar la recogida selectiva en los núcleos urbanos [ aumentar la reutilización de los envases alimenticios [ aumentar la recuperación y el reciclaje de todos los residuos de envase [ aumentar la valorización de la materia orgánica a través del compostaje y biometanización [ aumentar de la valorización energética de los RSU [ eliminar correctamente los rechazos en vertederos controlados y aumentar el control según el exigido por la nueva Directiva.

55

Proceso de Digestión Anaerobia

La situación, previa a la aprobación del PNRU, la Gestión de Residuos Urbanos (1996) y los objetivos previstos para finales de 2001 y 2006 se muestran en la Figura II.3.

Gestión de los RSU en el año de 1996

Compostaje 13,9%

Valorización energética 4,1%

Vertedero incontrolado 12,2%

Reciclaje 11,6%

Vertedero autorizado 58,2%

Gestión de los RSU prevista para finales del año de 2001 Valorización energética 9,0%

Compostaje 18,5%

Vertedero incontrolado 5,0% Vert. Autorizado + Vert. controlado 48,0%

Reciclaje 19,5%

Gestión de los RU prevista para finales del año de 2006 Valorización energética 17,7%

Compostaje 24,2%

Vertedero controlado 33,0%

Reciclaje 25,0%

Figura II.3. Gestión Ambiental de los Residuos Urbanos (RU) del Programa Nacional de Eliminación de Residuos previsto para finales del año de 2001 y 2006 (expresado en porcentaje). 56

Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

También esta previsto por el programa del PNRU la elaboración de una norma técnica para la construcción de vertederos, y la eliminación y aprovechamiento del biogás de grandes vertederos para la obtención de energía eléctrica. En síntesis, la propuesta marco de la Directiva de Vertidos establece: a) Clausura, sellado y restauración de vertederos incontrolados: las actuaciones previstas comprenden el sellado y clausura de unos 3.700 emplazamientos incontrolados, aún operativos y en servicio, así como de aquellos controlados cuya adaptación a la nueva Directiva no sea posible. Asimismo se restaurará el entorno y el medio natural en unos 4.000 vertederos incontrolados, ya clausurados. b) Construcción de nuevas instalaciones de clasificación y vertederos: para el vertido controlado de RSU no reciclables o valorizables se prevé la construcción de al menos 126 nuevas Estaciones de Transferencia, reforma de 30 instalaciones de vertido existentes para adecuarlas a lo dispuesto en la propuesta de Directiva de vertido, y habilitar 150 vertederos controlados nuevos, incluidos los 30 citados en el punto anterior. 2.2.4. Gestión medioambiental de RSU en Andalucía

El día 18 de Mayo se aprueba en la Comunidad Autónoma de Andalucía la Ley 7/1994 de Protección Ambiental. Esta normativa legal, en un apartado específico para administrar la Gestión de Residuos, establece la intervención medioambiental entre las administraciones potenciando la gestión de las mismas. Sin embargo, las aportaciones que se incluyen en esta Ley de Protección se han mostrado realmente escasas para los problemas generados por los residuos en la actualidad, y limitadas por la Ley 42/1975.

De esta forma, la Junta de Andalucía tuvo que elaborar un reglamento específico para los residuos sólidos urbanos: Plan Director Territorial de Residuos Sólidos Urbanos (PDTRSU). Este Plan Andaluz contempla la gran mayoría de los principios recogidos en la Legislación Nacional y Europea (Consejería del Medio Ambiente, 2004). Además, contempla la creación de la infraestructura necesaria (plantas de reciclaje y plantas de transferencia), estudio de distintas alternativas de eliminación así como técnicas de tratamiento, reutilización, reciclado, valorización y eliminación (recuperación de vertederos incontrolados actuales). Más recientemente ha sido aprobado el Plan de Medio Ambiente de Andalucía (2004-2010) en el cuál se ha podido comprobar un notable avance respecto al tratamiento de los RSU.

57

Proceso de Digestión Anaerobia

Las distintas gestiones, que la Comunidad Andalucía ha desarrollado son, entre otras, las siguientes: Gestión de envases y residuos de envases, Gestión de residuos plásticos agrícolas, de las Empresas recuperadoras de diferentes materiales, y de las Empresas autorizadas para la valorización y eliminación de residuos urbanos. Actualmente, en Andalucía existen veintiocho empresas autorizadas para ejercer las distintas funciones correspondientes a la valorización y eliminación de residuos urbanos: 1. 2. 3. 4. 5. 6. 7. 8. 9. 10. 11.

Eliminación de residuos urbanos; Valorización de residuos grasos; Incineración de animales domésticos muertos; Compostaje y vertido de residuos urbanos; Valorización de neumáticos usados; Valorización de plásticos agrícolas y residuos plásticos; Valorización de residuos procedentes de la industria azucarera; Valorización de lodos de depuradora de aguas residuales; Clasificación de envases y compostaje lodos depuradora-biosólidos; Valorización de residuos de vidrio; Valorización envases industriales.

En Andalucía se han implementado las siguientes instalaciones para la aplicación del sistema de gestión de los RSU: ♣

Plantas de clasificación: el residuo reciclado es destinado a un sistema de clasificación manual y mecánica para su posterior tratamiento;

♣

Plantas de compostaje: la fracción orgánica obtenida del reciclado, en las diferentes unidades de separación (manual o mecánica), se destinará a un tratamiento biológico para la obtención de compost;

♣

Estaciones de transferencia: áreas destinadas a la gestión de los RSU al objeto de facilitar y rentabilizar la gestión de los residuos recogidos. Recomendables para municipios situados a una distancia superior a 30km de un centro de recuperación o tratamiento;

♣

Vertederos controlados: los rechazos del proceso de recuperación y clasificación, así como del proceso de compostaje son enviados a vertederos controlados, de acuerdo con las exigencias del Real Decreto 1481/2001.

Además, la Junta de Andalucía ha elaborado un reglamento específico para los residuos sólidos urbanos en la Provincia de Cádiz: Plan Director Provincial de Residuos Sólidos Urbanos (PDPRSU). Este Plan contempla distintas gestiones para la prevención, reutilización, reciclaje y tratamiento de la fracción inorgánica, así como para la valorización y eliminación de la fracción orgánica de los residuos sólidos urbanos (FORSU). 58

Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

En la provincia de Cádiz, entre los años de 1997-2002, fueron construidas diversas plantas de transferencia, así como tres grandes plantas de reciclaje y compostaje de residuos urbanos (Consorcio Bahía de Cádiz, 2004). A continuación se presentan datos de ubicación, producción y capacidad de las plantas de compostaje y recuperación de la Provincia de Cádiz:

1)Planta de Recuperación, Unidad de Biometanización y Compostaje “Complejo Miramundo”, situada en la ciudad de Medina Sidonia. La Planta posee una capacidad de recuperación de 266.363 toneladas anuales, una producción de compost de 42.618 toneladas anuales y una capacidad de recuperación energética de 7,53 MW/año; 2)Planta de Recuperación y compostaje “Las Calandrias”, situada en la ciudad de Jerez de la Frontera con una capacidad de 183.030 toneladas anuales y una producción de compost de 29.300 toneladas anuales; 2)Planta de recuperación y compostaje “Sur de Europa”, situada en Los Barrios con una capacidad de 285.000 toneladas anuales y una producción de compost de 43.000 tonelada/año.

2.3. Sistemas de tratamiento de residuos sólidos urbanos La adopción de un sistema adecuado de disposición final de los residuos urbanos tiene una serie de connotaciones políticas, sociales y económicas, siendo fundamentales los siguientes aspectos: bajo coste de inversión, reciclaje y reutilización de productos, mínima afección al medio ambiente, y escasa necesidad de espacio.

A escala mundial se ha estimado que hasta un 95% de los RSU generados son aún depositados en vertederos (Orcajo, 2001). El modelo de gestión predominante en España ha sido la recogida de los RSU y posterior eliminación mediante depósito en vertedero. De esta forma, en España, el 70% de los residuos municipales generados se depositan en vertederos aunque se utilice también el compostaje y la incineración (Castellanos, 2001) con recuperación de energía (Domingo y Schumacher, 2001), tecnología está rodeada de una gran polémica medioambiental debido a su potencial grado de contaminación. La materia orgánica, como componente mayoritario del residuo debe aprovecharse siempre que sea posible, como recurso biológico. Sin embargo, actualmente, dicho aprovechamiento no siempre es factible, y hay casos en los que la solución más económica es la disposición del residuo en el vertedero. Por todo ello, la solución que permite un aprovechamiento integral del RSU está formada por un sistema mixto de reciclaje de materiales inertes (vidrio, metales) y de 59

Proceso de Digestión Anaerobia

materiales combustibles (papel, cartón, madera, plásticos, textiles), compostaje y digestión anaerobia de la fracción orgánica fermentable y revalorización energética del resto mediante tratamiento térmico y aprovechamiento del biogás.

2.3.1. Tratamientos físicos El tratamiento físico de un residuo sólido no produce un cambio de composición. Pueden citarse los siguientes tratamientos:

1- Separación de los componentes identificables de los RSU: o procesos de recuperación y separación por medios manuales y/o mecánicos utilizados para transformar un residuo heterogéneo en componentes más homogéneos; 2- Reducción del volumen: proceso mediante el que se reduce el volumen inicial ocupado por un residuo (por la fuerza o presión); 3- Reducción mecánica: utilizado para reducir el tamaño de los materiales residuales con el fin de obtener un producto final razonablemente uniforme y de menor tamaño que el original.

2.3.1.1. Procesos de reutilización (reciclado y recuperación)

Los principales objetivos de la recuperación de los RSU pueden ser resumidos como:

• minimizar los efectos contaminantes en agua, aire y suelos, resultantes del vertido o del tratamiento en condiciones poco adecuadas. • aprovechar los elementos valorizables contenidos en los residuos, para preservar materia prima poco abundante y de alto valor económico.

En la actualidad la reutilización se circunscribe, mayoritariamente, al ámbito de los envases de vidrio, en especial en las industrias relacionadas con la cerveza, aguas, refrescos y vinos. En el cuadro siguiente se indican algunos porcentajes de reutilización de envases de determinados productos:

60

Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

Reutilización de Envases en España Producto

% (año)

Aguas envasadas

11,6 (1997)

Bebidas refrescantes

18,0 (1997)

Cerveza

65,0 (1995)

Vino

2,8 a 4,0 (1995)

Fuente: Plan Nacional de Residuos Urbanos (PNRU, 2001-2006)

La recuperación y posterior reciclaje de los componentes de los RSU se ha desarrollado a través de dos líneas de actuación: una mediante la implantación de contenedores y recogida selectiva (papel-carón y vidrio), apoyada y favorecida por los sectores industriales (fabricantes de papel y de envases de vidrio), y otra a través del tratamiento de los RSU en plantas de Clasificación y Compostaje. El reciclado de materiales preserva los recursos naturales además de liberar espacio en los vertederos. El éxito de un programa de reciclaje depende de una fuerte demanda de los RSU recuperados y un valor de mercado para los residuos suficiente para cubrir los gastos de energía y transporte.

2.3.1.2. Eliminación en vertederos

Los vertederos son las instalaciones físicas más utilizadas para la evacuación, en la superficie de la tierra, de los rechazos procedentes de los residuos sólidos. - Vertedero Incontrolado: consiste en el vertido de residuos por descargas directas en canteras abandonadas o en terrenos no apropiados por su configuración. Los principales impactos causados en el medio ambiente son: la contaminación del aire (gases y olores) y de las aguas subterráneas y superficiales (lixiviados altamente contaminantes). - Vertedero Controlado: un vertedero controlado es una instalación para la evacuación controlada de RSU. El proceso consiste en acumular el máximo volumen de residuos sobre el terreno en un espacio “mínimo”, de tal forma que se eviten molestias y riesgos para la salud pública, y que no cause deterioro del medio ambiente, durante las operaciones del vertido y después de su clausura. Las consideraciones más importantes a la hora de proyectar un vertedero se resumen en las cuatro fases descritas a continuación:

61

Proceso de Digestión Anaerobia

1- Selección del emplazamiento: la selección del emplazamiento varía según las condiciones geográficas y geológicas del terreno. La importancia de este estudio está en la mejor ubicación del vertedero. 2- Proyecto de construcción: estudio de la evaluación del impacto ambiental previo a la construcción del vertedero. 3- Proyecto de explotación: la ubicación de residuos suele hacerse en terrazas (una capa de residuos de un espesor máximo de 20 metros). 4- Clausura del vertedero: consiste en establecer un perfil final del vertedero con materiales que favorezcan su sellado e impermeabilización (arcilla, arena, arbustos, árboles, etc.).

Un vertedero puede llegar a producir gases hasta 30 años después de su clausura. Por ello es necesario planificar una gestión adecuada de los gases, buscando la forma de dar salida a los mismos, que se generan como consecuencia de la fermentación biológica de los residuos en su interior (Vesilind et al., 1988). Los factores ambientales a considerar son:

± ±

± ±

fermentación biológica de los residuos. seguimiento y control de la producción de lixiviados: los sistemas de tratamiento de lixiviados en la actualidad son el tratamiento por membranas, ósmosis inversa, carbón activado, tratamiento biológico, evaporación, secado térmico y otros. proliferación de ratas, moscas, etc. producción de gases: los principales gases que generan en los vertederos son el anhídrido carbónico (CO2), metano (CH4), amoníaco (NH3) y sulfuro de hidrógeno (SH2) y otros (Bueno et al., 1997). La composición de este biogás suele ser: metano (60%), dióxido de carbono (30-40%), nitrógeno (10-15%) y tiene un alto poder calorífico (Tchobanoglous et al., 1993). El control de los gases puede hacerse mediante instalación de ventiladores o quemadores para la rebaja de la presión lateral, o de zanjas perimetrales de intercepción o de barrera, o mediante sistema tipo activo (instalación de chimeneas o zanjas de extracción de los gases).

Actualmente los vertederos se clasifican según el grado de peligrosidad en vertederos inertes, vertederos peligrosos y no peligrosos. En el cuadro siguiente se indican los destinos finales de los RSU generados en 1996 y 2001 y los valores estimados para el año de 2006 en España:

62

Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

Tratamiento de los RSU – Destino final 1996

2001

2006

RSU (t/año)

%

RSU (t/año)

%

RSU (t/año)

%

Vertido Autorizado

9.989.386

58,2

8.244.089

48,0

5.969.236

33,1

Vertido Incontrolado

2.101.250

12,2

858.759

5,0

0

0

Reciclaje

1.985.040

11,6

3.349.161

19,5

4.500.000

24,9

Compostaje

2.394.162

13,9

3.179.126

18,5

4.372.701

24,2

627.949

3,7

1.544.049

8,9

3.192.008

17,7

77.399

0,5

17.175.186

100,0

17.175.186

100,0

18.033.945

100,0

Sistemas

Incineración (recuperación de energía) Incineración (sin recuperación de energía) Totales

Fuente: Plan Nacional de Residuos Urbanos (PNRU, 2001-2006)

2.3.2. Tratamientos químicos Los tratamientos químicos de RSU normalmente implican un cambio de composición, como por ejemplo: la oxidación química (reacción química del oxígeno con materia orgánica), la pirolisis (ruptura en fracciones de las sustancias orgánicas mediante la aplicación de una elevada temperatura en un medio libre de oxígeno) y la gasificación (combustión parcial de un combustible carbonado para generar un gas combustible). 2.3.2.1. Tratamiento Térmico: Incineración

La incineración es el proceso químico más frecuentemente utilizado para la transformación de la fracción orgánica de los RSU, consiguiéndose reducir el volumen original hasta 85-95%. Las incineradoras de gran tamaño (≥ 500 t/día) operan a temperaturas cercanas a los 1000ºC (CEPIS, 2004) y transforman los residuos en materiales inertes (cenizas) y gases. Las moléculas orgánicas e inorgánicas sufren una ruptura, originando moléculas de menor tamaño y otros productos finales propios de la combustión completa (CO2 y H2O), permitiendo el aprovechamiento térmico y producción de energía eléctrica (aunque existen plantas incineradoras sin estos procedimientos). La incineración se realiza en hornos que incorporan dispositivos extractores de escorias y cenizas y depuradores de los gases de salida. La destrucción térmica de RSU implica la exposición controlada del residuo a elevadas temperaturas en un medio oxidante (6% de oxigeno) con control de la cantidad de aire en el sistema mediante un ventilador. 63

Proceso de Digestión Anaerobia

Los factores más relevantes en el diseño y funcionamiento de un incinerador son la temperatura de combustión, el tiempo de permanencia del gas de combustión y la eficacia de la mezcla del residuo con aire de combustión y combustible auxiliar. La combustión en condiciones no ideales, genera cantidades importantes de monóxido de carbono, dióxido de azufre, óxidos de nitrógeno, etc. Bajo condiciones ideales, el producto final gaseoso de la incineración de los residuos sólidos urbanos incluye el dióxido de carbono, agua, nitrógeno y pequeñas cantidades de dióxido de azufre. El producto final está formado por tres tipos de residuos: escorias, cenizas volantes derivadas de la combustión y por los residuos no combustibles.

Las incineradoras se clasifican en dos tipos, de acuerdo con el tipo de combustible: - combustión directa de la masa: utiliza como combustible el residuo urbano en bruto. Se produce un procesamiento mínimo de los residuos, por lo que cualquier objeto dentro del flujo de RSU puede terminar en la incineradora, incluyendo objetos voluminosos y/o no combustibles e incluso residuos potencialmente peligrosos. En este tipo de instalaciones el contenido energético de los residuos quemados en bruto es extremadamente variable, haciendo necesaria la adición ocasional de combustible. Pese a estas desventajas las incineradoras de combustión directa son las más extendidas; - combustión de residuos procesados: la combustión está precedida de tratamientos físicoquímicos que generan productos combustibles derivados de residuos (CDR). Estos productos presentan diversas propiedades muy ventajosas: diseño de la planta menor, incineración de CDR triturados o densificados (fáciles de transportar y almacenar), emisiones gaseosas menos nocivas y alto contenido energético. Por todo ello, el producto final de la incineración, o escorias, aún siendo un material inerte, necesita, salvo aprovechamiento esporádico, una disposición final en vertedero controlado. Además se produce un residuo peligroso procedente de la depuración de los gases de combustión llamado cenizas volante o polvo que es necesario tratar previamente a su disposición final en vertedero, vía inertización o bien mediante otras tecnologías avanzadas como la vitrificación.

Existen diversas directivas (89/369/CEE, 91/156/CEE, 91/689/CEE) del Consejo de la Comunidad Europea que imponen, en primer término, condiciones respecto de la composición de los gases de combustión. Para cumplir los límites establecidos es preciso instalar un sistema de tratamiento con lavado de gases y filtrado de partículas, además de los requisitos básicos del proceso de incineración. 64

Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

2.3.3. Tratamientos biológicos Los tratamientos biológicos también implican un cambio de composición, y se utilizan para reducir el volumen y el peso del RSU. Los tratamientos biológicos más importantes son los procesos aerobios y los anaerobios.

En la actualidad, España ha incrementado los tratamientos biológicos para la valorización de la materia orgánica del RSU. En la gestión de residuos sólidos urbanos los dos tratamientos que aglutinan el grueso de las tecnologías desarrolladas para el tratamiento de la FORSU son el compostaje anaerobio y la biometanización. El compostaje aerobio requiere una aportación neta de energía, mientras que la biometanización no sólo no consume energía, sino que es productor de la misma.

Las nuevas plantas de biometanización son conocidas como TMB - Tratamiento Mecánico Biológico, y poseen capacidad para el tratamiento de residuos de distintos orígenes, tales como, residuos verdes, lodos frescos de EDAR y residuos sólidos urbanos, representando, en España del 30 al 50% de las nuevas instalaciones de tratamiento biológico.

2.3.3.1. Compostaje

El compostaje es un proceso biooxidativo de descomposición biológica de la materia orgánica contenida en los RSU en condiciones controladas y tiene como objeto su transformación en un producto orgánico que se utiliza como “enmienda” de suelos para la agricultura (Fernández y Ollay, 1997). En el proceso intervienen numerosos y variados microorganismos, en condiciones de humedad adecuadas y con sustratos orgánicos heterogéneos en estado sólido, implicando el paso por una etapa termofílica y una producción temporal de fitotoxinas. Al final se producen productos de degradación, dióxido de carbono, agua y minerales, así como una materia orgánica estabilizada (compost), libre de fitotoxinas, y adecuada para su empleo en agricultura sin que provoque fenómenos adversos.

Durante el proceso se pueden diferenciar dos etapas. La primera de ellas está caracterizada por una elevada actividad microbiana y en ella se metabolizan los sustratos fácilmente biodegradables, alcanzándose valores elevados de temperatura. Posteriormente, tiene lugar la fase de estabilización/maduración, durante la cuál desciende la actividad celular, limitándose a reacciones de humificación por policondensación y polimerización, que dan lugar, finalmente, al

65

Proceso de Digestión Anaerobia

compost. No obstante, según Gatón (2002) el proceso de compostaje se resume en las siguientes fases:

1- Alimentación: llegada de residuos a la zona de recepción y almacenamiento para comenzar el sistema de tratamiento 2- Clasificación: separación de la fracción orgánica de rechazo 3- Fermentación: el proceso metabólico empleado por los diferentes tipos de microorganismos excreta enzimas que hidrolizan y transforman en el exterior los distintos compuestos complejos, para su posterior difusión a través de la membrana y su utilización en el interior celular 4- Afino: el compost se separa de los componentes inertes para mejorar su calidad 5- Rechazo: la fracción de rechazo se lleva a un vertedero controlado o a otros procesos para aprovechamiento de otras fracciones. Además de los aspectos relacionados con la microbiología los factores que tiene mayor evidencia en este proceso son: tamaño de partícula del residuo, porcentaje de humedad, aireación, temperatura, acidez y alcalinidad. Las principales consideraciones de operación asociadas con la descomposición biológica aerobia de los residuos sólidos son las siguientes: 1. Relación C/N: que debe situarse en el rango de 25 a 50 para evitar que el N sea limitante o, por el contrario, evitar la formación de amoníaco. 2. Contenido en humedad: que debe estar en el rango entre 50 y 60% durante el proceso, con un valor óptimo del 55%. 3. Agitación y removido: previene el secado, aglomeración y canalizaciones en la circulación del aire. La frecuencia de esta operación depende del tipo de operación de compostaje seguido. 4. Agente desaglutinante: se añade para favorecer la porosidad de la masa a compostar y la circulación de aire en su interior (virutas de madera, materiales plásticos, etc.). Las primeras instalaciones de compostaje utilizaban el proceso de “apilamiento y volteo” (wind-row). En este proceso la mezcla se coloca en largos apilamientos y, periódicamente, se procede a su removido y mezclado mecánico para introducir aire, que tiene la doble función de suministrar el oxígeno necesario para el proceso y eliminar el exceso de calor generado. No obstante, el principal mecanismo de aireación consiste en el efecto natural tipo “chimenea” a través del apilamiento. Aunque existen otros sistemas (pilas estáticas aireadas y compostaje en reactor) el sistema wind-row sigue utilizándose en muchas instalaciones debido a su bajo coste.

66

Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

En España, el proceso de elaboración del compost a partir del RSU adquirirá aún mayor importancia si la normativa de envases y residuos de envases cumple sus objetivos ya que, en ese caso, es previsible la disminución de un 20% de estos productos en el residuo final, por lo que el residuo tendrá un menor poder calorífico, que lo hará menos apto para la incineración. Además, se incrementará de forma porcentual el contenido en materia orgánica y en humedad, por lo que mejoran las posibilidades para su aprovechamiento por compostaje. Además, el compost obtenido de RSU tiene unos niveles de metales inferiores a los compost de obtenidos de los lodos de depuración por lo que son una alternativa más aconsejable como mejorador de suelos.

2.3.3.2. Tecnologías de biometanización de residuos sólidos urbanos El término técnico biometanización hace referencia a la digestión anaerobia, es decir proceso de oxidación de la materia orgánica del RSU, en ausencia de oxigeno atmosférico, dando como productos finales un gas, compuesto fundamentalmente por metano y dióxido de carbono (biogás con importante poder calorífico y, por lo tanto, susceptible de aprovechamiento energético), y un residuo con una menor concentración de sólidos volátiles u orgánicos, que puede utilizarse como mejorador de suelo. Una descripción detallada del proceso se ha realizado en el Capítulo I. de esta Memoria. Biometanización e incineración

Algunos compuestos del residuo sólido urbano conducen a la formación de ácido clorhídrico (HCl) y productos intermedios tóxicos procedentes de una combustión incompleta en los procesos de incineración (Kanters y Louw, 1994). Sin embargo la incineración ha sido utilizada para los residuos peligrosos que no pueden ser valorizados por los procesos de recuperación.

Cuando se compara con la incineración, la biometanización del RSU permite una mayor valorización ya que se obtiene productos finales comercializables como el compost y el biogás. Además la digestión anaerobia tiene mayor potencial para tratar la fracción “húmeda” del residuo urbano que no apta para la incineración.

Biometanización anaerobia y compostaje aerobia

La principal ventaja de la biometanización comparada con el compostaje es, sin duda, el balance energético. El compostaje requiere valores que oscilan entre 30 y 35 kWh para obtener una tonelada de compost, mientras que la biometanización puede producir hasta 150 kWh por 67

Proceso de Digestión Anaerobia

tonelada de FORSU tratada. Otra desventaja del proceso de compostaje es el gran impacto medioambiental causado por las mayores emisiones dióxido de carbono a la atmósfera, ya que las pilas de compost operan en ambientes abiertos (Edelmann et al., 1999).

No obstante, el producto sólido final de la digestión anaerobia no suele ser muy adecuado para su aplicación directa sobre el terreno. Normalmente suele generarse un producto muy húmedo, con una elevada cantidad de ácidos grasos volátiles que tienen un carácter fitotóxico, y si la digestión no ha transcurrido en rango termofílico puede no encontrarse completamente higienizado. Por estos motivos, suele ser necesario un postratamiento para la obtención de un producto final adecuado, siendo una buena opción, la combinación de la digestión anaerobia y el compostaje (Tabla II.6.). Tabla II.6. Procesos de compostaje aerobio y digestión anaerobia de residuos orgánicos. Parámetros

Compostaje aerobia

Digestión anaerobia

Uso de energía

Proceso consumidor

Proceso productor

Producto final

Sólido, CO2 y agua

Líquido, o semi-líquido CO2 y CH4

Reducción del volumen del residuo inicial

Superior a 50%

Superior a 50%

Tiempo de funcionamiento

20 a 30 días

20 a 40 días

Objetivos principales

Reducción del volumen y producción del compuesto para venta

Producción de energía, reducción del volumen y estabilización del producto final

El tratamiento combinado (digestión anaerobia y compostaje aerobio secuénciales) ha sido aplicado por diversos investigadores para el tratamiento de la fracción orgánica de los residuos sólidos urbanos. En Estados Unidos (Jewell, 1982) se utiliza la digestión anaerobia seca (25-30%) para obtener metano de la FORSU seguida de compostaje aerobio para obtener un producto tipo “humus” que puede utilizarse como mejorador del suelo o como combustible.

La integración entre las tecnologías de digestión anaerobia y aerobia para el tratamiento de la fracción orgánica de los residuos sólidos urbanos también fue estudiada por Kayhanian y Tchobanoglous (1992). Estos autores utilizaron sistemas semi-secos para una mezcla de residuo orgánico proveniente de restaurante y la FORSU. Los autores obtuvieron además del beneficio económico un bajo coste operacional y un excelente compost final. También obtuvieron resultados buenos en la digestión conjunta de residuos frescos y residuos pretratados (tiempo de retención hidráulico de 8 días en condiciones termofílicas de temperatura).

68

Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

Edelmann y Engeli (1992), han utilizado como principales ventajas de la combinación de digestión anaerobia y el compostaje que se consigue disminuir el coste operacional, por el uso compartido de los equipos de pre y post-tratamiento, y por la obtención de energía autosuficiente para toda la planta.

Estudios similares fueron presentados por Mata-Álvarez et al (1993) que investigó la evolución del proceso anaerobio termofílico en FORSU pre-compostada y FORSU fresca. Los resultados indicaron que la FORSU pre-compostada mejora la eficacia del proceso digestión anaerobia; sin embargo, el compostaje puede contribuir como un tratamiento adicional al aumento de la eficacia del proceso de biometanización de la FORSU, acelerando la degradación de los compuestos xenobióticos y maximizando los productos finales de la digestión anaerobia.

Actualmente, ambas tecnologías, biometanización y compostaje, son aplicadas, en su mayoría, para el tratamiento de la FORSU bruta (no pre-seleccionada). La FORSU seleccionada mecánicamente no está resultando favorable si para los procesos anaerobios (causan problemas de arranque y bajos rendimientos de biogás), ni para los procesos aerobios, ya que el compostaje a partir de la FORSU requiere pos-tratamientos para reducir los compuestos tóxicos y posibles patógenos (Macé et al, 2005).

A continuación se indican los principales procesos industriales de digestión anaerobia con compostaje posterior que se encuentran actualmente en uso:

ƒ

Proceso SEBAC: digestión y compostaje cuando se utilizan como mínimo tres reactores.

ƒ

Proceso DRANCO: digestión mesofílica y compostaje. Reactor vertical tubular (flujo en pistón) sin agitación y con recirculación del efluente líquido.

ƒ

Proceso BTA: pretratamiento mecánico, térmico, y químico - separación de sólidos disueltos - hidrólisis y metanización mesofílica.

ƒ

Proceso Bulher: proceso continuo donde el residuo tamizado se inocula con material decompuesto.

ƒ

Proceso 3A: compostaje aerobio y posterior fermentación anaerobia en la misma unidad.

69

Proceso de Digestión Anaerobia

Las diferentes tecnologías de la biometanización de la fracción orgánica del RSU pueden clasificarse en: alto o bajo contenido en sólidos, mesofílico o termofílico, procesos de una única etapa o multi-etapas, y alimentación compuesta sólo por FORSU o co-digestión.

Desde la década de los 80, la biometanización ha sido aplicada a residuos sólidos con bajo contenido en sólidos (Mata-Álvarez, 2002). No obstante, en la actualidad los sistemas de digestión anaerobia con alto contenido en sólidos (seca) superan el 54% de la capacidad total de biometanización en Europa. El aumento del número de plantas de digestión anaerobia seca se ha observado especialmente entre los años 2003 y 2004 debido a las nuevas instalaciones de gran tamaño construidas en España y Holanda. Adicionalmente, estas nuevas plantas de biometanización seca fueron construidas para operar en el rango termofílico de temperatura, pues los beneficios aumentan en el caso del tratamiento de residuos sólidos, debido a la mejora de la hidrólisis del sustrato sólido y de la destrucción de patógenos. Así, las primeras plantas de biometanización de la FORSU fueron construidas en el rango mesofílico de temperatura (35ºC) debido a los problemas de inestabilidad asociada a la operación en rango termofílico en el caso del tratamiento de lodos frescos de EDAR y aguas residuales. Actualmente, el rango mesofílico todavía representa 65% de la capacidad de tratamiento de residuos sólidos frente al 35% del rango termofílico.

Cecchi et al. (1989 y 1990) han analizado la digestión anaerobia de la FORSU en procesos semisecos en rango mesofílico y termofílico de temperatura. Los resultados indicaron que el proceso anaerobio en condiciones termofílicas y semi-secas (20% sólidos totales) alcanza una alta producción de metano con respecto al proceso mesofílico. De esta forma, la creciente demanda de energía podría favorecer los procesos termofílicos frente a los mesofílicos en el futuro. Posteriormente, Pavan et al (1994) investigó la estabilidad del proceso termofílico y semi-seco de la digestión anaerobia de la FORSU, y demostró que el sistema se mostraba robusto y estable con gran capacidad de tamponamiento.

Los procesos termofílicos también poseen gran capacidad de eliminación de patógenos, evitando la necesidad del pos-tratamiento de higienización (Kubler, 1994; Engeli et al., 1993). No obstante, investigaciones recientes sugieren el uso de pos-tratamientos a 68-70ºC para beneficiar la hidrólisis de los compuestos recalcitrantes, que no son degradados por las vías convencionales del tratamiento termofílico (Hartmann y Ahring, 2005). Este pos-tratamiento es obligatorio para los productos finales de la biometanización de la FORSU, en el caso de que sean utilizados como mejorador de suelos (Bendixen, 1994).

70

Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

Según De Baere (2005) más de 83% de las plantas de biometanización de la FORSU son sistemas de una sola etapa, en las que ambas fases (acidogénica y metanogénica) ocurren conjuntamente en un único digestor, mientras que el 16% son sistemas con dos etapas. Chynoweth et al (1992) indica que con la tecnología SEBAC (Sequential Batch Anaerobic Composting), se requieren tres reactores operando en serie para el tratamiento de la FORSU con alto contenido en sólidos. Hamzawi et al. (1999) concluyen en una revisión que los procesos de digestión anaerobia seca usados para el tratamiento de la FORSU pueden operar en tiempos de retención cortos y alta velocidad de carga orgánica en digestores convencionales monoetapa. La Tabla II.7 contiene un resumen de otros estudios realizados sobre la digestión anaerobia de la FORSU y otros residuos sólidos realizados hasta en el año de 2000. Tabla II.7.

Estudios relacionados con el funcionamiento de la digestión anaerobia de residuos sólidos urbanos.

Residuo Orgánico

Escala/ Temperatura/ Tipo de reactor

Residuo de comida

Semi-seco/mesofílico y termofílico (UASB)

Residuo de comida

Seco/termofílico/Planta piloto/DRANCO

Referencia Hofenk et al. (1984) Baetenn y Verstraete (1988) Six y De Baere (1992)

FORSU

Semi-seco/mesofílico

Mata-Álvarez et al. (1990)

FORSU (mecanizado)

Semi-seco/termofílico

Cecchi et al (1992)

FORSU (papel y comida)

Seco/termofílico/planta piloto y industrial

Chynoweth et al. (1992)

Residuo artificial (mezcla)

Seco/termofílico/laboratorio

Kayhanian (1992)

Hamzawi et al. (1999) y

Tchobanoglous

Residuo de comida

Seco/termofílico/laboratorio

Vemeulen et al. (1992)

Residuo de comida y de jardín

Seco/mesofílico/Planta industrial/VALORGA

De Laclos et al. (1998)

Matadero y comida

Piloto/mesofílico

Membrez et al. (1999)

Excremento de pollo

Lab/Dos fases (lecho fijo+UASB)/mesofílico

Chen (1999)

FORSU de Bamako (Mali)

Piloto/Lecho fijo+UASB/psicrofílico

Ouedraogo (1999)

Lodo de depuradora

Lab/Dos fases/mesofílico

García-Heras (1999)

Residuo de planta (India)

Digestor no agitado/ psicrofílico

Yeole y Ranade (1999)

FORSU

Lab/Una y dos fases/ psic. y mesofílico

Wang y Banks (1999)

Pulpa de café

Lab/En serie (Batch)/psicrofílico

Valdés et al. (1999)

Lodo de fabrica de pescado

Lab/En serie (Batch)/mesofílico

Gebauer (1999)

FORSU

Piloto/Dos fases/termofílico

Madokoro et al. (1999)

Residuo de comida

Lab/(Leach Bed)/mesofílico

Paik et al. (1999)

FORSU

Lab/CSTR/mesofílico

Houbron et al. (1999)

Pulpa de café

Piloto/Flujo/mesofílico

Farinet y Pommares (1999)

FORSU/Pulpa de café

Piloto/Dos fases

Edelmann et al. (1999)

FORSU

Seco/mesofílico (Batch)/planta piloto/BIOCEL

Hamzawi et al. (1999)

Residuo de fruta y vegetal

Seco/termofílico/planta piloto y industrial

Hamzawi et al. (1999)

Fuente: Mata-Álvarez et al. (2000); Hartman y Ahring (2005). 71

Proceso de Digestión Anaerobia

La codigestión con residuos orgánicos procedentes de restos de comida o residuos urbanos tiene una baja aplicabilidad comercial. Los RSU suelen contener altas concentraciones de fracción orgánica fácilmente degradable (carbohidratos y proteínas), por lo que presentan un mayor potencial de producción de biogás que los residuos ganaderos, de 30 a 500 m3/t (Angelidaki y Ahring, 1997a; Bardiya et al., 1996).

No obstante, la digestión anaerobia de la FORSU puede presentar deficiencia de nutrientes necesarios para el desarrollo de los microorganismos anaerobios, baja alcalinidad o excesivo contenido en sólidos que provoque problemas mecánicos (Banks y Humphreys, 1998). Así, muchas experiencias de codigestión han sido llevadas a cabo, para comprobar las expectativas de un mayor potencial de biogás, mezclando diferentes tipos de residuos y realizando los ensayos tanto a escala de laboratorio como industrial.

En Dinamarca funcionan alrededor de 20 plantas centralizadas de producción de biogás desde los años ochenta, lo que ha posibilitado el tratamiento combinado de residuos ganaderos y residuos orgánicos procedentes de la industria alimentaría, de plantas depuradoras de aguas residuales urbanas, residuos de mataderos y la fracción orgánica de residuos sólidos urbanos (Angelidaki y Ahring, 1997a).

Los potenciales de producción de biogás a partir de purines de cerdo son relativamente bajos, debido al bajo contenido en materia orgánica de los mismos, y en baja biodegradabilidad, comparados con otros tipos de residuos (Pozuelo, 2001). No obstante, los residuos ganaderos y el purín de cerdo pueden ser una buena base para la co-digestión, ya que, generalmente, presentan un contenido en agua más alto que la mayoría de residuos industriales, una mayor capacidad tampón y aportan una amplia variedad de nutrientes necesarios para el crecimiento de los microorganismos anaerobios (Angelidaki y Ahring, 1997a). Según otros autores la codigestión de residuos ganaderos y urbanos en sistemas tipo “tanque agitado” es una metodología exitosa en régimen termofílico o mesofílico. 2.3.3.3. Digestión anaerobia de lodos

La depuración de las aguas residuales urbanas consiste en la eliminación, mediante una combinación de procesos físicos, químicos y biológicos, de la mayor parte de la contaminación presente en dichas aguas. Como consecuencia de la aplicación de tales procesos se obtiene un residuo semisólido denominado lodos frescos, fangos de depuración, o bio-sólidos.

72

Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

Los lodos frescos son materiales orgánicos ricos en nutrientes y están constituidos en más del 60% de materia orgánica. Así, en función del grado de estabilización, pueden diferenciarse dos tipos de lodos: 

Lodos frescos: son aquellos lodos que no han recibido ningún tratamiento de estabilización. Se caracterizan por un olor desagradable y alto grado de contaminación por patógenos. También presentan metales y pequeñas cantidades de otros productos químicos, así como diferentes microorganismos. La composición del lodo fresco de una EDAR depende de la procedencia en planta y, fundamentalmente, del tipo de proceso de tratamiento involucrado.

- Lodos primarios: son los lodos frescos procedentes de la decantación primaria. - Lodos secundarios: son los procedentes de la decantación secundaria. Están constituidos por microorganismos, en el caso de un tratamiento biológico y partículas coloidales y precipitados químicos, en el caso del tratamiento físico-químico. - Lodos de reboses: son los lodos procedentes de los reboses de los distintos tratamientos, como digestores, filtros, etc.



Lodos digeridos: son lodos que han recibido un tratamiento biológico de digestión anaerobia o aerobia. Poseen menos capacidad de putrefacción y menor contenido de patógenos. Tanto los lodos residuales frescos como los digeridos suelen ser sometidos a procesos de deshidratación para la obtención de un producto agronómicamente más aplicable tras su secado y/o compostaje.

La producción de lodos frescos se estima que está comprendida entre 200 y 250 g/persona/día (residuo deshidratado) o aproximadamente 50 gmateria seca/persona/día (Hernández, 2001). En España, se han registrado según el Ministerio de Agricultura, Pesca y Alimentación un total de 689.488 t de lodos de EDAR, expresados en materia seca, lo que corresponde con unas 3.500.000 t de residuo deshidratado. Asimismo, se prevé un aumento de esta producción como consecuencia del aumento del número de EDARs en los próximos años debido al cumplimento de las exigencias de la Directiva 91/217/CEE, sobre tratamiento de aguas residuales urbanas. Según el artículo 1.1 de la Ley 10/1998 de Residuos, los tres usos principales de los lodos de EDAR y el destino final de los mismos es el siguiente: 1) aplicación con fines de fertilización y reciclaje de nutrientes y de materia orgánica; 2) la valorización energética (biometanización) y 3) el depósito en vertedero.

73

Proceso de Digestión Anaerobia

El proceso de tratamiento de lodos tiene como principales objetivos la reducción del volumen de los lodos producidos y la reducción de su poder de fermentación para evitar los problemas de olores, y evolución del lodo sin control, con la consiguiente contaminación del medio donde se deposite.

Según Hobson y Wheatley (1993), para conseguir estos objetivos se presentan una serie de tratamientos, que se pueden agrupar en las cuatro etapas esquematizadas a continuación: acondicionamiento, concentración, conversión y deshidratación:

Diagrama de los distintos tratamientos que se pueden aplicar al tratamiento de lodos

1.

ACONDICIONAMIENTO (elimina

ciertos componentes y agrega partículas del lodo)

Acondicionamiento Físico

Coagulación

Acondicionamiento Químico

Floculación

2. CONCENTRACIÓN (espesado para reducción de volumen) Espesamiento por Sedimentación Espesamiento por Flotación Espesamiento por Tamizado 3. CONVERSIÓN (estabilización del lodo) Conversión química

Estabilización con cal

Conversión térmica

Pasteurización, oxidación húmeda, incineración

Conversión biológica

Digestión anaerobia Digestión anaerobia

4. DESHIDRATACIÓN (reducir el contenido de humedad) Deshidratación por filtración

Eras de secado y filtración

Centrifugación

al vacío a presión con bandas prensoras

Secado

74

Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

La digestión anaerobia es el tratamiento más extendido en la actualidad para tratamiento de lodos de una depuradora ya que es la tecnología más efectiva a la hora de conseguir una adecuada eliminación de los sólidos volátiles de los fangos con alto contenido en materia orgánica. Además, la producción de biogás procedente del lodo representa un producto de importante valor energético (De la Rubia, 2003).

Tradicionalmente la digestión anaerobia de lodos de EDAR ha sido aplicada en el rango mesofílico de temperatura (35ºC). No obstante, cuando se amplia la capacidad de tratamiento en una EDAR convencional empiezan a generarse problemas de sobrecarga en los digestores que pueden justificar la implantación de la depuración anaerobia termofílica (55ºC).

El arranque de los sistemas termofílicos puede realizarse, en teoría, con cualquier fuente de inóculo que posea una razonable actividad en el rango de temperatura mesofílico. Después de la inoculación y/o el incremento de la temperatura del reactor, la población mesofílica será reemplazada progresivamente por microorganismos termofílicos.

No obstante, según algunos autores (Ahring, 1994; Nielsen y Petersen, 2000) el período de arranque puede tardar más de un año, hasta que sea posible alcanzar el funcionamiento estable del sistema y una producción de biogás aceptable.

Según De la Rubia (2003) el procedimiento para obtener un inóculo termofílico a partir de lodo mesofílico implica, bien un aumento secuencial y gradual de la temperatura, bien un cambio brusco de la temperatura desde 35ºC a 55ºC. El cambio de temperatura de forma secuencial y gradual desde condiciones mesofílicas hasta termofílicas, permite prevenir la sobrecarga del digestor. Por otra parte el tratamiento termofílico de los lodos presenta una mayor producción de biogás y un menor contenido de sólidos volátiles en el lodo digerido, lo que supone una mayor cantidad de volumen de lodo estabilizado con mejores características de deshidratación.

75

Proceso de Digestión Anaerobia

3. MATERIAL Y MÉTODOS 3.1. Metodología y planificación de trabajo La composición de los residuos sólidos urbanos domiciliarios varía sustancialmente con diferentes factores entre los que pueden señalarse el origen de los mismos, el nivel económico de la colectividad que las genera y la existencia de o no de prácticas de recogida selectiva.

En este sentido, esta etapa experimental contempla la selección y caracterización físico química de los diferentes tipos de residuos que serán utilizados posteriormente en los ensayos de biometanización.

3.2. Selección del residuo sólido urbano El primer estadío en el programa experimental propuesto en este trabajo contempla la selección de la fracción orgánica del RSU a tratar mediante digestión anaerobia seca y termofílica. Inicialmente, el residuo seleccionado para los ensayos procedía del restaurante universitario y se trata de un residuo altamente biodegradable. Posteriormente, se seleccionaron otros residuos sólidos urbanos e incluso se han preparado a partir de recetas sintéticas, con fines comparativos. Los residuos utilizados en este trabajo han sido:

A- Residuo sólido urbano de restaurante: el residuo procede del restaurante del Centro Andaluz Superior de Estudios Marinos (CASEM) de la Universidad de Cádiz. Inicialmente se realizó una separación manual de las fracciones orgánicas e inorgánicas. A continuación se descartaron algunos materiales orgánicos (principalmente, papel), con el objetivo de obtener una fracción orgánica de fácil biodegradación. El resultado final fue la obtención de una muestra que se supone representativa de la fracción orgánica del residuo sólido urbano seleccionado en origen, que se denominará residuo orgánico fresco (ROF) (Figura II.4a);

B- Residuo sólido urbano artificial: residuo orgánico elaborado a partir de una mezcla de distintos alimentos, representativa de un RSU con alta biodegradabilidad y que puede ser fácilmente reproducido, que se denominará residuo orgánico fresco artificial (ROF_A) (Figura II.4b). La Tabla II.8. muestra las cantidades utilizadas de cada alimento, que se basan en lo indicado en la bibliografía (Martín et al., 1999), si bien se han realizado algunas modificaciones para adatarlo a dieta mediterránea;

76

Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

C- Residuo sólido urbano de la Estación de Tratamiento: el residuo orgánico procede de la Planta de Tratamiento “Las Calandrias” ubicada en la ciudad de Jerez de la Frontera (Cádiz), más concretamente de la salida del tromel (30 mm) de reciclaje. Análogamente a lo indicado para el residuo de la cafetería, se realizó separación manual de las fracciones orgánicas e inorgánicas (principalmente de fracciones de vidrios, y papel). El resultado final fue la obtención de una muestra real representativa de la fracción orgánica del RSU que se denominará (FORSU) (Figura II.4c);

Tabla II.8. Composición en peso (kg) del residuo sólido urbano artificial elaborado para los experimentos de digestión anaerobia. Composición

Peso (kg)

%

Lechuga

13,0

18,6

Repollo

3,0

4,3

Coliflor

1,0

1,4

Pera

2,5

3,6

Plátano

5,0

7,1

Vegetales

Vitaminas y Minerales (Frutas)

Manzana

2,5

3,6

Manzana Verde

2,5

3,6

Naranja

7,0

10,0

Cebolla

4,0

5,7

Zanahoria

1,0

1,4

Patatas

9,0

12,9

Tomates

2,0

2,9

3,5

5,0

Pan

4,0

5,7

Pasta

4,0

5,7

4,0

5,7

Vitaminas y Minerales

Proteínas Carne Carbohidratos

Legumbre Arroz* Judía*

1,0

1,4

Garbanzo*

1,0

1,4

70,0

100,0

TOTAL * alimentos adicionados de la dieta mediterránea

77

Proceso de Digestión Anaerobia

a

b

c

Figura II.4. Residuos sólidos urbanos utilizados como materia prima en los experimentos: (a) residuo del restaurante, (b) residuo artificial, (c) residuo de la Planta de Tratamiento de RSU “Las Calandrias”. 78

Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

3.3. Pretratamiento de acondicionamiento de la fracción orgánica Los tratamientos físico-químicos tienen como principal objetivo facilitar la tasa de hidrólisis. Si esta fase es limitante del proceso anaerobio, el tratamiento físico-químico supone un beneficio para el proceso general, permitiendo menores tiempos de retención y tamaños de reactores menores.

En la bibliografía se detallan numerosas experiencias positivas en este sentido: pretratamientos mecánicos de diferentes sustratos; pretratamientos que combinan ultrasonidos y ataque alcalino (Chiu et al., 1997); pre o pos- tratamientos (Bonmatí y Flotats, 2002); o termoquímicos (Delgenés et al., 1999). La dependencia del tamaño de partícula ha motivado el desarrollo de diversos modelos cinéticos que se basan en este parámetro para simular la velocidad del proceso hidrolítico (Palmowski y Muller, 2000). En el presente estudio, el pretratamiento y acondicionamiento consistió en el secado de las muestras (ROF, ROF_A y FORSU), en una habitación termostatizada a 55ºC de temperatura durante 24 horas hasta alcanzar un grado de humedad del 10-20% (Figura II.5).

(a)

(c)

(b)

Figura II.5. Procedimientos del pretratamiento: (a) habitación termostatizada (55ºC), (b) secado del ROF y (c) secado de la FORSU. 79

Proceso de Digestión Anaerobia

Posteriormente se procedió a una homogeneización y reducción del tamaño de partícula (1,0-2,0 cm) por medio de un triturador comercial (ensayos en reactores tipo SEBAC), y reducción del tamaño de partícula hasta 0,1- 0,5cm con un molino comercial (ensayos en reactores de tanque agitado) (Figura II.6).

El secado es una etapa previa necesaria para poder reducir el tamaño de partícula del residuo, ya que el mismo presenta un alto contenido de humedad y si no se realiza el secado se forma una pasta, durante el triturado, que imposibilita la obtención de una muestra uniforme y homogénea. (a)

(c)

Figura II.6.

(b)

(d)

Procedimientos del pretratamiento: (a) reducción del tamaño de partícula con triturador comercial, (b) selección del tamaño de partícula, (c) ROF triturado y secado y (c) FORSU triturada y secada.

80

Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

3.4. Técnicas analíticas Para determinar las características de un residuo es necesario el análisis del mismo, seleccionando aquellos parámetros que permitan obtener la mayor información posible. De la misma forma, para el seguimiento y control del proceso de biodegradación de la FORSU deben analizarse los parámetros más significativos de las muestras líquidas (lixiviado), sólidos y gaseosas (biogás). En este apartado se describirán las distintas técnicas analíticas utilizadas en el desarrollo del trabajo experimental y se muestran los resultados de la concentración de los residuos utilizados como materia prima en los ensayos. Toma de las muestras, metodología de preparación y esquema analítico El procedimiento seleccionado para la toma de muestra es fundamental para que las mismas sean lo suficientemente representativas del total. La toma de muestra fue efectuada sobre lotes homogeneizados y seleccionados al azar.

En los ensayos de digestión anaerobia seca, las muestras utilizadas para la caracterización inicial del RSU y de las fuentes de inóculo posen un alto contenido en sólidos, a diferencia de las líquidas o semi-sólidas obtenidas en los sistemas convencionales de digestión anaerobia húmeda. Por lo tanto, las técnicas analíticas convencionales se han aplicado tanto sobre el lixiviado de la muestra (muestra semi-sólida sometida a un pretratamiento), como sobre la propia fracción sólida. El pretratamiento de las muestras (sólidas o semi-sólidas) se realiza de acuerdo con los protocolos previamente desarrollados en la línea de investigación (Álvarez, 2005).

En el caso del ROF y del ROF_A, el peso de la muestra sólida que se destinó a la caracterización analítica de cada residuo, fue de 100 gramos. En el caso de la FORSU, el peso de muestra sólida destinada al análisis fue de 1000 gramos.

El protocolo consiste en tomar 10 g de la muestra sólida previamente triturada y homogeneizada (para la FORSU se utilizaron 100 g). A la muestra seleccionada se le hace una dilución 1:10 con agua destilada Milli Ro y se homogeneiza la mezcla durante 2 horas en un multiagitador

81

Proceso de Digestión Anaerobia

(Modelo Magna AN 2/9). A continuación se deja decantar durante 30 minutos y se extrae el sobrenadante para la obtención de la muestra líquida.

Tanto, para la caracterización de los residuos como para el seguimiento y control del proceso de biodegradación de la FORSU se utilizaron las siguientes técnicas analíticas: CARACTERIZACIÓN DEL RESIDUO

SEGUIMIENTO Y CONTROL DEL PROCESO

ANALISIS DEL BIOGÁS

densidad

densidad

humedad

humedad

sólidos

sólidos

composición del biogás

sólidos totales (ST)

sólidos totales (ST)

sólidos volátiles (SV)

sólidos volátiles (SV)

%H2, %O2, %N2, %CH4, %CO2

sólidos fijos totales (SFT)

sólidos fijos totales (SFT)

sólidos totales en suspensión (STS)

sólidos totales en suspensión (STS)

sólidos volátiles en suspensión (SVS)

sólidos volátiles en suspensión (SVS)

sólidos fijos en suspensión (SFS)

sólidos fijos en suspensión (SFS)

sólidos totales disueltos (STD)

sólidos totales disueltos (STD)

sólidos volátiles disueltos (SVD)

sólidos volátiles disueltos (SVD)

sólidos fijos disueltos (SFD)

sólidos fijos disueltos (SFD)

pH

pH

materia orgánica

materia orgánica

demanda química de oxígeno (DQO)

demanda química de oxígeno (DQO)

carbono orgánico total (COT)

carbono orgánico total (COT)

nitrógeno total (N-total)

nitrógeno total (N-total)

nitrógeno amoniacal (N-NH4)

nitrógeno amoniacal (N-NH4)

alcalinidad

alcalinidad

acidez volátil total

acidez volátil total

ácido grasos volátiles

ácidos grasos volátiles

producción del biogás (Litros)

grasas fósforo total

A continuación, en la Figura II.7, se presenta un esquema de la metodología de preparación de las muestras para la realización de las correspondientes determinaciones analíticas.

82

Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

CARACTERIZACIÓN FÍSICO-QUÍMICA CARACTERIZACIÓN QUÍMICA DE LOS RESIDUOS muestra sólida Pretratamiento 10g en 100mL de agua agitación durante 2 horas Agitación por 2 horas

densidad humedad, MO ST, SV, SFT N-total P-total

muestra líquida

DQO NO FILTRADO

FILTRADO 0,45µm

AVG COD

pH

N-amon. N-NH 4

alcalinidad

STS, SVS, SFS

SEGUIMIENTO Y CONTROL DEL PROCESO ST, SV, SFS muestra líquida

Humedad, MO

DQO NO FILTRADO

FILTRADO 0,45µm

AVG COD

pH

N-amon. N-NH 4

alcalinidad

STS, SVS, SFS

Figura II.7.

Esquema general del análisis de las muestras sólidas (o semisólidas) y líquidas de los ensayos experimentales.

83

Proceso de Digestión Anaerobia

Como se muestra en el esquema, sobre el lixiviado de la muestra sólida o semisólida se realizan las mediciones de pH, alcalinidad, ST, SV, SFT, y nitrógeno total. Para realizar los demás análisis (STS, SVS, SFS, STD, SVD, SFD, acidez, DQO y COT) se procede a una filtración utilizando filtros de 0,45 µm, debido a la alta concentración de sólidos en la muestra. Las muestras sólidas y líquidas que no eran analizadas el mismo día de su toma de muestra fueron conservadas a -20ºC hasta su utilización.

A- PROPIEDADES FÍSICAS Y DE AGREGACIÓN

3.4.1. Densidad Método e Instrumental La densidad se ha determinado a partir de una muestra representativa, utilizando una balanza auto-calibrante digital Kern 440-47 con capacidad máxima para 1220 g y precisión de 0,1g. Los resultados se obtienen pesando un volumen previamente determinado de la muestra.

3.4.2. Sólidos (sólidos totales, en suspensión y disueltos)

A.1. Sólidos Totales (ST)

Los sólidos totales (ST) incluyen los sólidos totales en suspensión (STS) y los sólidos totales disueltos (STD): ST = STS + STD

Además, los ST incluyen los sólidos volátiles (SV) y los sólidos fijos totales (SFT): ST = SV + SFT Las determinaciones de estos sólidos requieren cuidados especiales para no cometer errores debido a la pérdida de carbonato amónico y materia orgánica volátil en la desecación.

Método e Instrumental Se utiliza una balanza auto-calibrante modelo OHAUS EXPLORER con una precisión de 0,0001 g y una estufa modelo CONTERM de SELECTA.

84

Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

Los sólidos totales se determinan por gravimetría, de acuerdo con el método normalizado 2540-B de la APHA-AWWA-WPFC. Se evaporó la muestra, en un crisol previamente pesado, hasta peso constante, en una estufa a 105ºC ± 5ºC. El aumento de peso sobre el peso del crisol vacío representa los sólidos totales. A.2. Sólidos Volátiles Los sólidos volátiles (SV) son también conocidos como la fracción orgánica de un residuo. Método e Instrumental Se utiliza una balanza auto-calibrante modelo OHAUS EXPLORER con una precisión de 0,0001 g, una estufa modelo CONTERM de SELECTA y un horno mufla modelo ELF14 de CARBOLITE.

La determinación se realiza mediante una técnica gravimétrica de acuerdo con el método normalizado 2540-E de la APHA-AWWA-WPFC. Se calcinó el residuo producido en la determinación de sólidos totales (según método 2540-B) en un horno (550ºC) durante 2 horas. La diminuición de peso del crisol tras la incineración del residuo seco, representa el contenido en sólidos volátiles.

A.3. Sólidos Fijos Totales Los sólidos fijos totales (SFT) son también conocidos como la fracción inorgánica o los sólidos minerales. La determinación se realiza a partir del peso del residuo obtenido en la anterior determinación de sólidos volátiles:

SFT (g/kg) = ST (g/kg) - SVT (g/kg)

B.1. Sólidos Totales en Suspensión (STS) Método e Instrumental En este método se utiliza un sistema de filtración al vacío, una balanza auto-calibrante modelo OHAUS EXPLORER con una precisión de 0,0001 g y una estufa modelo CONTERM de SELECTA.

85

Proceso de Digestión Anaerobia

La determinación se realiza mediante una técnica de gravimetría de acuerdo con el método normalizado 2540-D de la APHA-AWWA-WPFC. La muestra es filtrada a través del un filtro de fibra de vidrio Millipore de 0,45µm previamente secado y pesado. El residuo se secó en una estufa a 105ºC ± 5ºC hasta alcanzar un peso constante. El aumento de peso del filtro representa el contenido en sólidos totales en suspensión. B.2. Sólidos Volátiles en Suspensión (SVS)

Método e Instrumental En este método se utiliza un sistema de filtración al vacío, una balanza auto-calibrante modelo OHAUS EXPLORER con una precisión de 0,0001 g, una estufa modelo CONTERM de SELECTA y un horno mufla modelo ELF14 de CARBOLITE.

La determinación se realiza mediante una técnica de gravimetría de acuerdo con los métodos normalizados 2540-E de la APHA-AWWA-WPFC. El residuo obtenido en la determinación de sólidos totales en suspensión (según método 2540-D) es incinerado en un horno de mufla a una temperatura de 550ºC, la disminución del peso del filtro tras la incineración, representa el contenido en sólidos volátiles en suspensión.

B.3. Sólidos Fijos en Suspensión – (SFS) - (o Sólidos Minerales en Suspensión) La determinación se realiza a partir del peso del residuo obtenido en la anterior determinación:

SFS (g/L) = STS (g/L) - SVS (g/L)

C.1. Sólidos Totales Disueltos (STD) Método e Instrumental En este método se utiliza un sistema de filtración al vacío, una balanza auto-calibrante modelo OHAUS EXPLORER con una precisión de 0,0001 g y una estufa modelo CONTERM de SELECTA. La determinación se realiza mediante una técnica de gravimetría de acuerdo con el método normalizado 2540-C de la APHA-AWWA-WPFC. De acuerdo con el método se evapora la muestra previamente mezclada y filtrada mediante un filtro de fibra de vidrio en un crisol pesado

86

Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

y secado a peso constante en estufa a 105 ± 5ºC. El aumento de peso sobre el peso del crisol vacío representa los sólidos totales disueltos. C.2- Sólidos Volátiles Disueltos (SVD)

Método e Instrumental En este método se utiliza un sistema de filtración al vacío, una balanza auto-calibrante modelo OHAUS EXPLORER con una precisión de 0,0001 g, una estufa modelo CONTERM de SELECTA y un horno mufla modelo ELF14 de CARBOLITE.

La determinación se realiza de acuerdo con el método normalizado de la 2540-E de la APHA-AWWA-WPFC. De acuerdo con el método se incinera el residuo producido en la determinación de sólidos totales disueltos (según el método 2540-C) hasta peso constante en un horno de mufla a una temperatura de 550ºC. La disminución de peso del crisol tras la incineración del residuo seco, anteriormente mencionada, representa el contenido de sólidos volátiles disueltos.

C.3. Sólidos Fijos Disueltos – (SFD) – (o Sólidos Minerales Disueltos) La determinación se realiza a partir del peso del residuo obtenido en la anterior determinación y corresponden a: SFD (g/L) = STD (g/L) - SVD (g/L) 3.4.3. Alcalinidad Método e Instrumental La determinación de la alcalinidad se realiza mediante una técnica volumétrica de titulación potenciométrica. Esta técnica es una variación del método normalizado 2320B de la APHAAWWA-WPFC (1989) y métodos normalizados ASTM (1999).

La determinación se realiza por titulación en un equipo modelo COMPACT TRITATOR de sobremesa modelo Crison -Versión S+. El equipo está dotado de un electrodo de vidrio de diafragma cerámico y sistema de referencia Ag/AgCl normalizado, provisto de sonda de compensación automática de temperatura.

87

Proceso de Digestión Anaerobia

Según el protocolo para el análisis de pH y alcalinidad de la USEPA (1995), Método SW-846, es necesario hacer una dilución 1:1 de agua destilada y sólidos para muestras sólidas. En este caso, se optó por utilizar la muestra líquida procedente de la dilución de 10 gramos en 100 mL de agua (1:10) (sobrenadante), conforme el protocolo citado anteriormente en este Capítulo (apartado 3.2). La muestra de residuo diluida fue inmediatamente titulada con ácido sulfúrico 0,2 N hasta pH final de 4,31.

3.4.4. Biogás El análisis de gas producido durante la descomposición anaerobia del residuo permite realizar el seguimiento y control del proceso de biodegradación de los RSU. Las proporciones relativas de dióxido de carbono (CO2), metano (CH4), hidrógeno (H2), oxígeno (O2) y nitrógeno (N2) son normalmente las de mayor interés, y los más fáciles de determinar debido a los porcentajes relativamente elevados de estos gases.

Para el biogás generado en los ensayos se ha determinado su volumen y su composición. A- Volumen del biogás El análisis volumétrico se aplica a la medición del volumen del biogás generado en los procesos en estudio. Método e Instrumental El gas es recogido en bolsas plásticas de muestreo de gases modelo “TEDLAR”. La determinación del volumen del biogás se llevó a cabo mediante dos equipos: medidor de flujo de gases Ritter y contador de gases Milli. 1- Medidor de flujo de gases: el equipo, modelo “RITTER TM Serie TG”, funciona con una bomba de membrana de succión de gases modelo LABOPORT KNF (KT-18) y con una precisión del 0,2%. Para determinar el volumen de biogás, la bolsa Tedlar (con la muestra) es conectada a la bomba de succión del flujómetro para su contabilización. El resultado se obtiene por lectura directa. 2- Contador de Gas Milli: el equipo, modelo PMMA/PC, posee un sensor magnético que funciona con la presión que ejerce el gas, sin la necesidad de bomba de membrana. Para determinar el volumen de biogás se conecta la salida de gas del reactor a la entrada de gas del equipo. La lectura se produce de forma continua si el equipo esta conectado al reactor permanentemente, el resultado se obtiene por lectura directa (Figura II.8). 88

Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

1- Entrada del gas 2- tubo micro capilar 3- Liquido condensado 4- Célula de medida 5- Cámara de medida 6- Imán 7- Salida del gas 8- Mecanismo de medición 9- Contacto para enchufe

Figura II.8. Esquema representativo del contador de biogás modelo Gas-Milli.

B- Composición del biogás

La determinación de la composición del biogás (H2, O2, N2, CH4 y CO2) se llevó a cabo mediante dos equipos: analizador de gas “Metanímetro” y cromatografía gaseosa. Método e Instrumental 1- Equipo analizador de gases –Metanímetro: el equipo consiste en un Metanímetro o analizador de gases modelo GAS ANALYSER 94A. El método se basa en la detección por infrarrojo. La bolsa Tedlar (con la muestra) se conecta a la bomba de succión del equipo y en 60 segundos el equipo realiza la medición del gas por lectura directa, y registra la composición de los gases H2, CO2, O2 y CH4 en porcentaje, siendo el nitrógeno determinado por diferencia, mientras el gas sale por presión con un caudal de 0,5 mL/min. 3- Equipo Cromatógrafo de Gases: el equipo utilizado es un cromatógrafo de gases modelo SHIMADZU GC-14 B, conectado a un PC para la recogida e integración de datos. El cromatógrafo esta constituido por: (1) una columna empacada modelo Carbosieve S-II de 2 m y un 1/8 de pulgada de diámetro del tipo tamiz molecular. (2) un puerto de inyección directa mediante glass insert que trabaja a 100ºC. (3) un detector de conductividad térmica (TCD), que opera a 150ºC, con pre-horno a 175ºC y una intensidad de corriente en el filamento de 50 mA. 89

Proceso de Digestión Anaerobia

El programa de temperatura del horno del equipo es el que sigue: - temperatura constante de 55ºC durante 7 minutos - rampa de temperatura de 40ºC/min hasta alcanzar 155ºC - temperatura constante de 155ºC durante 5,5 minutos - rampa de temperatura de 40ºC/min hasta alcanzar 180ºC - temperatura constante de 180ºC durante 4,3 minutos. El gas portador es el Helio con un caudal de 30 mL/min a 500kPa.

El análisis de la muestra gaseosa se realiza inmediatamente después de la toma de muestra que se realiza mediante una jeringa modelo DYNATECH GASLIGHT de 1 mL directamente de la válvula de la bolsa plástica. Las muestras son inyectadas en el cromatógrafo. Tras 20 minutos se obtienen las áreas de los picos de los principales gases. Para la determinación de los factores de respuesta de los componentes del biogás se empleó una mezcla comercial de gases (H2, N2, CO2, O2 y CH4) suministrada por Carburos Metálicos S.A. La Figura II.9 muestra los componentes del gas patrón y un cromatograma típico correspondiente a una muestra del gas patrón.

Componente

Concentración Patrón (%)

THR (min)

Factor respuesta x 10-6

Hidrógeno

5

0,676

-

Oxígeno

2

2,919

3091,095

Nitrógeno

5

3,230

2588,394

Metano

68

9,442

3780,655

Dióxido de Carbono

20

13,720

2688,389

4900

3400

1900 1400 900

Oxígeno

2400

Nitrógeno

2900

Hidrógeno

voltiosx0.016667

3900

Dióxido de carbono

Metano

4400

400 0

5

tiempo (min)

10

Figura II.9. Composición de la mezcla de gases patrón y cromatograma del patrón de gases.

90

15

Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

B- DETERMINACIÓN DE CONSTITUYENTES INORGÁNICOS

3.4.5. pH El pH es un parámetro muy importante para el control y optimización del proceso de digestión, así como para el control del metabolismo microbiano. El tratamiento biológico funciona de forma más efectiva en un pH en el rango 7-8,5 y sus variaciones pueden tener un gran impacto en la eficacia del tratamiento y llegar a inhibir totalmente la actividad microbiana. Método e Instrumental Se utilizan los métodos normalizados 4500-H+ de la APHA-AWWA-WPFC, y de acuerdo con los métodos normalizados ASTM (1995). La determinación del valor de pH es una técnica de medida potenciométrica. El equipo utilizado fue un pHmetro de sobremesa Crison micropH 2001 dotado de un electrodo de vidrio de diafragma cerámico y sistema de referencia Ag/AgCl normalizado, provisto de sonda de compensación automática de temperatura. El pH-metro tiene un sistema autocalibrante de reconocimiento de soluciones patrón de pH 9,2; 7,0; 4,0 y 2,0.

El procedimiento de medida del pH es el mismo para muestras sólidas y líquidas, pero las muestras sólidas son previamente diluidas conforme a lo descrito anteriormente en este capitulo en el apartado 3.4. Así, según el protocolo para análisis de pH y alcalinidad de la USEPA (1995), Método SW-846, es necesario hacer una dilución de 1:1 en agua destilada y sólidos para muestras sólidas. En este caso, se optó por la dilución (1:10) conforme el protocolo citado anteriormente en este Capítulo (apartado 3.4).

Posteriormente a la dilución, la determinación del pH se realiza por inmersión del electrodo de vidrio en la muestra mientras se agita el medio. La agitación establece un equilibrio entre el electrodo y la muestra asegurando su homogeneidad, y debe ser suave para reducir al mínimo el arrastre de dióxido de carbono. Los resultados son expresados en unidades de pH. 3.4.6. Nitrógeno total y nitrógeno amoniacal

A- NITRÓGENO TOTAL: MÉTODO KJELDHAL

Analíticamente, el nitrógeno orgánico y el amoniaco se pueden determinar juntos y la suma de ellos se ha denominado “Nitrógeno Kjeldahl” o “Macro- Kjeldahl”, un término que refleja la técnica utilizada en su determinación. Por este método, el nitrógeno orgánico se mineraliza pasando a 91

Proceso de Digestión Anaerobia

forma amoniacal que, junto con el amonio ya existente en la muestra, se valora con ácido sulfúrico.

Método e Instrumental Se utilizó un bloque digestor - BLOC-DIGEST 6P (4000629) - SELECTA, un destilador automatizado por arrastre de vapor modelo PRONITRO II (4000627), y una bureta de 50 mL para la determinación del amoníaco. La determinación se realiza a través de la técnica volumétrica Macro-Kjeldahl de acuerdo con el método normalizado 4500-NorgB de la APHA-AWWA-WPFC. La determinación de nitrógeno orgánico más N_amoniacal se realiza por digestión, y posterior retrovalorización, con ácido sulfúrico. La muestra es previamente digerida con ácido en caliente y, a continuación, destilada y recogida sobre ácido bórico. Como principales modificaciones realizadas al método se puede citar las etapas de digestión y destilación: 1.

Digestión: se homogeniza en un tubo digestor 0,5 g de muestra, 15 mL de ácido sulfúrico 0,2 N, 5 g de catalizador, y se añaden 4-5 unidades de bolas de vidrio (3-5 mm de diámetro). A continuación se colocan los tubos de digestión en el bloque digestor precalentado a temperatura de 225ºC, hasta que desaparezca la espuma (10 minutos). Transcurrido este tiempo, se eleva la temperatura a 400ºC hasta coloración verde azulado.

2.

Dilución: tras la digestión, se sacan los tubos del digestor y se dejan enfriar a temperatura ambiente durante 15 minutos. La muestra es diluida con 25 mL de agua destilada, y a continuación se hace una corrección del pH con hidróxido de sodio (6N) hasta pH superior a 10. Posteriormente, se añade a un tubo de digestor limpio 5 mL de la dilución y 100 mL de agua destilada para la etapa de destilación.

3.

Destilación: se utiliza un destilador que permite la recogida de la muestra sobre una disolución de ácido bórico de forma automatizada.

B- NITRÓGENO AMONIACAL

En los “Métodos Estandarizados” existen cuatro métodos diferentes para determinar el nitrógeno amoniacal: dos procedimientos colorimétricos, uno volumétrico y un método instrumental con sensores de membrana selectiva para el amoníaco (APHA, 1989). Los métodos oficiales de análisis en la Unión Europea indican que el método, para el nitrógeno amoniacal puede ser 92

Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

aplicado a todos los abonos nitrogenados, incluidos los compuestos en los que el nitrógeno se encuentre exclusivamente en forma de sales de amonio o sales de nitratos (MOAUE, 1998).

Los principales factores que influyen en la selección del método para determinar el amoníaco son las concentraciones y la presencia de interferencias. En general, para RSU, donde hay concentraciones más elevadas (superiores a 5 mg/L) es preferible una técnica de destilación y titulación (Sawyer et al., 2000).

Método e Instrumental Se utilizó un destilador automatizado por arrastre de vapor modelo PRONITRO II (4000627), y una bureta de 50 mL para la determinación del amoníaco. La determinación se realiza a través de la técnica volumétrica de acuerdo con el método normalizado de la APHA-AWWA-WPFC 4500-NH3. La determinación del N-NH4 se realiza por destilación, recogida sobre ácido bórico, y valoración con ácido sulfúrico (2N). Las muestras deben ser analizadas lo antes posible aunque pueden ser conservadas acidificadas, y mantenidas a temperaturas de 2-4ºC. Como principales modificaciones realizadas al método se pueden citar: 1.

Dilución: previamente a la etapa de destilación, las muestras de residuo sólido urbano son diluidas según el pretratamiento de lixiviación citado anteriormente en este Capítulo (apartado 3.4). Posteriormente, las muestras son filtradas a vacío con filtro de vidrio Millipore de 0,45 µm.

2.

Destilación: se utiliza un destilador que permite la recogida de la muestra sobre una disolución de ácido bórico de forma automatizada.

3.4.7. Fósforo Total El fósforo se encuentra en la materia orgánica casi exclusivamente en forma de fosfatos. El análisis del fósforo incluye dos pasos generales: conversión de la forma fosforada en ortofosfato disuelto y la determinación colorimétrica del ortofosfato disuelto. La conversión de las formas orgánicas a ortofosfatos requiere la destrucción de la materia orgánica para que el fósforo sea liberado como ión fosfato.

93

Proceso de Digestión Anaerobia

Método e Instrumental La determinación del fósforo total se realiza por el método de digestión ácida con perclórico y posterior determinación colorimétrica en un espectrofotómetro modelo PHILIPS PU8625 (490 nm) de acuerdo con el método normalizado 4500P-C (APHA, 1989), y Método 3.2 del Diario Oficial de la Comunidad Europea (MOAUE, 1998).

Como pretratamiento aplicado a la muestra homogeneizada se procedió a un secado en estufa a 60ºC durante 48 horas y posteriormente en estufa de 105ºC ± 5ºC durante 24 horas para finalmente calcinarla a 470ºC (2 horas). Todo el material de vidrio fue previamente lavado con ácido clorhídrico al 10% caliente.

La materia orgánica y el fósforo son mineralizados mediante digestión ácida con ácido nítrico y ácido clorhídrico. El método se basa en la combinación del ortofosfato con el reactivo vanadato y molibdato para formar el ácido vanamolibdofosfórico cuya concentración se determina a 470 nm.

Patrones de Fósforo

Para la calibración del método se preparan soluciones patrón a partir de una sal potásica de fosfato. La siguiente gráfica muestra el ajuste de regresión lineal de la concentración de fósforo total (expresada como mgP-total/L) frente a la absorbancia de las muestras determinadas a 470 nm (Figura II.10). Los resultados se expresan como mg/L de P-total.

20 15 10 5 0 0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

Absorbancia

Figura II.10. Representación gráfica de la recta de calibrado de fósforo total.

La ecuación de la recta de calibrado es:

Concentración (mgP-total/L) = 62,20183 x Abs 470 nm – 0,11528 con r2= 0,99

94

0,6

Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

C- DETERMINACIÓN DE COMPONENTES ORGÁNICOS

3.4.8. Materia orgánica Muchos métodos químicos, bioquímicos y físico-químicos han sido propuestos para la determinación de la concentración de la materia orgánica en residuos (Senesi y Brunetti, 1996).

El carbono orgánico o la materia orgánica contenida en un RSU pueden determinarse de diferentes formas: -

Cálculo por pérdida de peso por calcinación. Determinación de la materia orgánica oxidable por dicromato de potasio a altas temperaturas o demanda química de oxígeno. Compuestos orgánicos contenidos en una muestra que se oxidan con peróxido de hidrógeno. Determinación del carbono orgánico total por combustión seca u oxidación con ácido crómico, efectuando la medida del dióxido de carbono desprendido.

Los métodos oficiales de análisis de la Unión Europea (MOAUE, 1998) sugieren para los extractos de abonos y fertilizantes, la determinación de los compuestos orgánicos por medio de la oxidación con peróxido de hidrógeno. La técnica gravimétrica de calcinación (APHA, 1989) ha sido seleccionada, en este trabajo, para estudiar el contenido de materia orgánica del RSU en los análisis de caracterización inicial y final. A pesar de ser muy utilizada conlleva cierta inexactitud en la medida, por lo que se debe hablar de una estimación de la materia orgánica y no de su cuantificación.

Otro aspecto en discusión respecto de esta técnica analítica se centra en la elección de la temperatura. En este trabajo, para las muestras procedentes del restaurante universitario, se estudiaron y compararon diferentes temperaturas de calcinación. Los resultados obtenidos se muestran a continuación: Temperatura de la estufa

Materia orgánica (%)

(360ºC)

(470ºC)

72,22

83,48

95

(550ºC)

85,28

(650ºC)

85,45

Proceso de Digestión Anaerobia

Los resultados indican que la temperatura de 360ºC presenta un valor de materia orgánica inferior al resto, mientras que para las temperaturas de 470, 550 y 650ºC no se observan diferencias significativas. Por ello, para el resto de análisis se eligió la temperatura de 550ºC, conforme a la técnica gravimétrica de calcinación (APHA, 1989). Método e Instrumental La determinación de la materia orgánica fue realizada por gravimetría de acuerdo con el método normalizado 2540E (APHA AWWA WPFC, 1989). Se utilizó una balanza auto-calibrante OHAUS EXPLORER con una precisión de 0,0001 g, una estufa modelo CONTERM de SELECTA y un horno mufla modelo ELF14 de CARBOLITE.

Los resultados de materia orgánica se expresan sobre el porcentaje de la materia seca. El contenido en carbono de las muestras es determinado empleando la aproximación recogida en la bibliografía (Navarro et al., 1993), que establece que el 58% de la materia orgánica es carbono.

3.4.9. Demanda Química de Oxígeno

La demanda química de oxígeno es un parámetro de medida de la cantidad de materia orgánica oxidable en una muestra. En la determinación de este parámetro, se calcula la cantidad de oxígeno necesaria para oxidar la materia orgánica mediante reactivos químicos oxidantes; es decir, se realiza un ensayo químico de oxidación equivalente al proceso natural para producir la oxidación de la materia orgánica, en el cuál el oxígeno disuelto en el agua se consume al destruir la materia orgánica (Himebaugh y Smith, 1979). Otra ventaja de este método es el corto tiempo de análisis (2 horas), tiempo necesario para que se produzca toda la reacción. La oxidación de la materia orgánica se lleva a cabo en medio ácido, mediante una solución oxidante compuesta por dicromato de potasio disuelto en una mezcla de ácido sulfúrico y ácido ortofosfórico y en presencia de un catalizador de la oxidación de sulfato de plata y con adición de sulfato de mercurio II para evitar las posibles interferencias de cloruros. La absorbancia mide el dicromato reducido a Cr3+ presente en el vial, que es equivalente a la cantidad de materia orgánica oxidada.

96

Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

Método e Instrumental La estimación de la DQO se realiza por dicromatometría, empleando un método colorimétrico o volumétrico. En este caso se optó por el colorimétrico de acuerdo con el método normalizado 5220-C de la APHA-AWWA-WPFC.

En este método se utiliza un termo-reactor MERCK TR 205 dotado de temporizador y control automático de temperatura, y un fotómetro PT-3 NANOCOLOR donde se hacen las lecturas de absorbancia por espectrometría de absorción a 585 nm.

La determinación de la DQO soluble se realiza sobre el sobrenadante de la muestra, previamente lixiviada durante 2 horas, diluida y filtrada con filtro estándar de fibra de vidrio Millipore de 0,45µm. La digestión se realiza a 150ºC durante 2 horas.

Las muestras han de analizarse lo antes posible, conservándose acidificadas a pH inferior a 2 y a baja temperatura (4ºC).

Para la calibración del método se determina los parámetros de ajuste, por mínimos cuadrados, de la correlación lineal establecida entre los valores de DQO teóricos relativos a soluciones patrones preparados con glucosa y sus correspondientes valores de absorbancia a 585 nm tras la realización del ensayo (Figura II.11).

mg DQO/l

DQO - alto rango

3500 3000 2500 2000 1500

y = 4305,5x + 68,859 2 R = 0,995

1000 500 0 0

0,1

0,2

0,3

0,4

Absorbancia

Figura II.11. Representación gráfica del ajuste lineal.

La ecuación de la recta de ajuste por mínimos cuadrados es: DQO (mg/O2/L) = 4305,5 x Abs 585 nm + 68,859 97

0,5

0,6

0,7

Proceso de Digestión Anaerobia

3.4.10. Carbono Orgánico Total

El carbono orgánico total (COT) es un método más riguroso para determinar el contenido de carbono que la DQO ya que en la oxidación de la materia orgánica, además del carbono, también pueden presentar requerimientos de oxígeno otros elementos, tales como el nitrógeno, el hidrógeno, etc. El método para medir el COT analiza fracciones de carbono total (CT), que se definen como: ™ ™ ™ ™ ™

carbono inorgánico (CI): el carbonato, el bicarbonato y el CO2 disuelto carbono orgánico total (COT): todos los átomos de carbono unidos mediante enlaces covalentes en moléculas orgánicas carbono orgánico disuelto (COD): la fracción de COT que atraviesa el filtro de membrana estándar carbono orgánico no disuelto (COND): el carbono orgánico en partículas y la fracción del COT retenida en el filtro de membrana estándar carbono orgánico purgable (COP): carbono orgánico volátil y la fracción de COT extraído de una solución acuosa por eliminación de gases bajo condiciones específicas

Para muestras con COT ≥ 1mg/L se utiliza el método de combustión-infrarrojo, y para concentraciones inferiores el método de oxidación persulfato-ultravioleta o el método de oxidación húmeda. En el caso del método de combustión-infrarrojo la muestra es inyectada en un horno a alta temperatura (670ºC), donde la materia orgánica se oxida en presencia de un catalizador (ácido fosfórico) en la cámara de combustión, con lo que el anhídrido carbónico o dióxido de carbono producido es medido a través de un analizador de infrarrojos no dispersivo (Ronzano & Dapena, 1995). Método e Instrumental Para esta determinación se utiliza un analizador de carbono orgánico modelo SHIMADZU TOC – 5050A. El gas portador puede ser el oxígeno purificado o aire, libre de CO2 y que contenga menos de 1 ppm de hidrocarburo (como metano), y el gas de purga cualquier gas libre de CO2 e hidrocarburos. Se utiliza el método normalizado de combustión-infrarrojos 5310-B de la APHAAWWA-WPFC. Las muestras son diluidas (1:100) y filtradas al vacío en filtro estándar de fibra de vidrio de tamaño de poro 0,45 µm (Millipore).

El valor de carbono orgánico total se obtiene por diferencia entre la cuantidad de CO2 desprendida de la oxidación completa de la muestra a 685ºC (carbono total, CT) y el CO2 desprendido del tratamiento ácido de las muestras con ácido fosfórico 1:4 (carbono inorgánico, CI). Los resultados son expresados en mg/L. 98

Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

3.4.11. Acidez total y ácidos grasos volátiles La acidez volátil total y los ácidos grasos volátiles (AGV) son parámetros muy importantes para el control y seguimiento del proceso de degradación anaerobia de residuos y que en éste se generan ácidos grasos de cadena corta que deben ser consumidos por los microorganismos metanogénicos. Por ello, cuando un reactor alcanza condiciones estables de operación, el contenido de estos ácidos suele permanecer constante y las modificaciones en la concentración de los AGV serían indicativas de fenómenos de toxicidad o inhibición. En este sentido, se considera la acumulación de AGV en el digestor como un síntoma de desestabilización, debido a desajuste microbiológico de las poblaciones acidogénicas y metanogénicas.

Método e Instrumental La técnica de análisis utilizada es la cromatografía gaseosa. El equipo utilizado fue un cromatógrafo modelo SHIMADZU GC-17 A, dotado de un inyector AOC-20 i y un detector de ionización de llama (FID). El equipo permite determinar nueve ácidos grasos de cadena corta: acético (C2); propiónico (C3); isobutírico (iC4); butírico (C4); isovalérico (iC5); valérico (C5); isocaproico (iC6); caproico (C6) y heptanoíco (C7). Entre los parámetros de trabajo, cabe mencionar que se utilizó una columna de fase fija de Nukol (polietilenglicol modificado con ácido nitrotereftálico) de 30 metros de longitud, diámetro interno de 0,25 mm y 0,25 µm de película, que separa los componentes de la muestra según su fuerza ácida. El gas portador utilizado es el Helio (50 mL/min.) a 600kPa, que en las condiciones de purga y split empleadas en los análisis supone una velocidad lineal de 30 cm/s, y un flujo en columna de 1,1 mL/min. Los gases utilizados como mezclas para la llama son el Aire Sintético (500 mL/min. y 50 kPa) y el Hidrógeno (50 mL/min. y 60 kPa); y el Nitrógeno (30 mL/min. y 75kPa) es utilizado como gas auxiliar de make up. Las demás condiciones de operación empleadas y la programación de temperatura del horno son las siguientes: • • • • • •

split 1:10 inyección de 1 µL de muestra concentración del patrón interno (fenol) de 579 mg/L temperatura de inyección de 200ºC temperatura de detección de 250ºC programa de temperatura: temperatura inicial de 115ºC durante 2 minutos; rampa de temperatura de 5ºC/min. hasta alcanzar 195ºC; y temperatura constante de 195ºC durante 18 minutos

99

Proceso de Digestión Anaerobia

Se utilizó un patrón interno de fenol de 579,2 ppm, de forma que las áreas de distintos ácidos son expresadas en función de la obtenida para el fenol. Para la obtención de los factores de respuesta se realizaron ensayos de calibración de los nueve ácidos. Las soluciones fueron preparadas a partir de una solución patrón de concentrado comercial (mezcla de ácidos de SUPELCO denominada Volatile Acids Standard Mix 46975-U formada por la serie C2-C7 en la concentración 10 mM) y se ajustó por mínimos cuadrados el área de pico de respuesta frente a la concentración. En la Figura II.12 se indican los factores de respuesta obtenidos para los distintos ácidos grasos volátiles, y un cromatograma típico del patrón. Los resultados de ácidos volátiles se expresan como mg de ácido/L. La acidez total, expresada como mg de acético/L, se obtiene mediante la suma ponderada, a través de sus pesos moleculares, de los datos correspondientes a los diferentes ácidos volátiles analizados.

Á cid o s

F acto r d e resp u esta

A cétic o

4.736

P ropiónico

2.688

Isobutíric o

1.915

butíric o

1.943

Isov alérico

1.566

V alérico

1.564

Isocapróico

1.386

C aproico

1.378

H eptanoico

1.239

25000

v oltios x 0.016667

20000

15000

10000

5000

0 0

5

tiempo (min)

10

15

Figura II.12. Factores de respuesta y cromatograma típico del patrón de los ácidos volátiles.

100

20

Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

3.4.12. Material extraíble con n-hexano (HEM)

El término “grasas y aceites”, en general, hace referencia a un parámetro definido operacionalmente. Así la determinación de aceite y grasa no mide la cantidad absoluta de una sustancia específica sino que determina cuantitativamente la cantidad de un grupo de sustancias, solubles en triclorotrifluormetano, con características físicas similares. En este sentido, el método denominado de material extraíble con n-hexano (n-hexane extractable material- HEM) también se considera sinónimo de “grasas y aceites”, estando recomendado para la determinación de compuestos que se volatizan a temperaturas por debajo de 85ºC.

Método e Instrumental La determinación se realiza mediante una técnica de partición-gravimetría, de acuerdo con el método 9071B (USEPA, 1998) (n-hexane extractable material- HEM) específico para lodos, sedimentos y muestras sólidas. Este método emplea n-hexano como disolvente de extracción mediante un equipo SOXHLET y un Rotavapor para evaporación del disolvente.

De acuerdo con el método la muestra sólida es sometida a una extracción durante 6 horas. Posteriormente la muestra se somete a evaporación (menos de 30 minutos). Los resultados se expresan en términos de g/g HEM.

101

Proceso de Digestión Anaerobia

4. RESULTADOS Y DISCUSIÓN

La primera etapa del plan de trabajo propuesto en este trabajo contempla la selección y caracterización de la fracción orgánica del residuo sólido urbano a tratar mediante digestión anaerobia seca y termofílica.

Por ello, en el presente capítulo se detalla la caracterización inicial de los residuos elegidos para los ensayos. Esto permitirá conocer su composición y sus características físico-químicas.

4.1. Caracterización del residuo sólido urbano

Para la caracterización de los RSU utilizados se emplearon tanto métodos de análisis cuantitativos, para la determinación precisa de la composición química del residuo, como análisis cualitativos para el conocimiento de las características físicas y biológicas.

Los métodos analíticos utilizados se han descrito en el apartado del Material y Métodos y están basados en las técnicas descritas en los Standard Methods – APHA (1989), que constituyen la referencia más ampliamente aceptada para llevar a cabo los análisis de los residuos sólidos urbanos una vez lixiviados.

Tal como se ha mencionado en el apartado de Material y Métodos, los residuos sólidos urbanos utilizados en este trabajo fueron tres: residuo del restaurante universitario (ROF), residuo elaborado artificialmente (ROF_A), y residuo (FORSU) procedente de la Planta de Tratamiento de RSU de “Las Calandrias” en Jerez de la Frontera (Cádiz).

El residuo proveniente del restaurante universitario posee un contenido de humedad del 69,0% y un porcentaje de sólidos totales del 31% en peso. Estos valores son acordes con los publicados por otros autores en la bibliografía. Según Bouallagui et al. (2005) la concentración de sólidos totales del residuo de frutas y vegetales está en el rango de 8-18%, con un contenido en sólidos volátiles cercano del 87%, indicativo de una alta concentración de materia orgánica (75%) susceptible de tratamiento anaerobio.

102

Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

Además, el ROF del restaurante presenta una densidad superior a 1200 kg/m3 que es bastante mayor que el estimado para residuos sólidos urbanos no compactados, tal y como se recolectan en los municipios, que es de unos 300 kg/m3 (Consejería del Medio Ambiente, 2005).

Por el contrario, la fracción orgánica procedente de la Planta de Tratamiento de RSU (FORSU) presenta una densidad semejante a la estimada para los residuos municipales no compactados (con valores entre 300 y 360kg/m3). En este trabajo, la FORSU seleccionada poseía un contenido en humedad del 52,6%, y un porcentaje de ST del 47,4% en peso. Estos resultados son superiores a los valores de humedad de RSU estimados en España en 1996 (PNRU, 20012006); la humedad del RSU oscila entre 40 y 60% en peso, dependiendo del contenido en materia orgánica fermentable, siendo los valores máximos para los residuos procedentes de mercados (70-80%) y mínimos para los procedentes de áreas comerciales (10-20%).

El parámetro humedad de los RSU ha decrecido con respecto a épocas pasadas, debido a los mayores porcentajes de productos desechables e inorgánicos. De la misma forma el contenido en materia orgánica ha aumentado en los últimos años, debido a mayores porcentajes de RSU reciclado.

En general, los estudios de caracterización de los residuos sólidos urbanos se realizan en base al peso seco, así, los análisis fueron realizados posteriormente al pretratamiento de acondicionamiento (secado, triturado y homogenizado).

A continuación en las Tablas II.9, II.10 y II.11 se detallan las caracterizaciones físico-químicas iniciales de los residuos utilizados como materias primas: ROF, ROF_A y FORSU, respectivamente.

En el total se realizaron 10 muestreos del residuo procedente del restaurante universitario entre los meses de enero de 2003 y marzo de 2005. En el caso de la FORSU se realizaron dos muestreos: junio de 2004 y febrero de 2005. Para ROF_A unicamente se analiza una muestra.

103

Densidad (kg/m3) Materia Orgánica (%) Humedad (%) Sólidos (%) ST (g/kg) SV (g/kg) SFT (g/kg) STS (g/L) SVS (g/L) SFS (g/L) pH Alcalinidad (g/L) Acidez Total (g/L) N-NH4 (g/L) N-total (g/kg) COD (g/L) DQO (g/L) P-total (g/kg TS) P-total (%) P (P205)(g/kg ST) Carbono (%) (Materia orgánica) C:N (Materia orgánica) Grasas (%)

Parámetros Analíticos 500,0 77,1 20,2 79,8 798,0 615,0 183,0 3,2 3,1 0,1 5,9 0,38 0,27 0,17 14,32 ….. 46,55 ….. ….. ….. 44,70 31,2 1,10

39,5 1,20

mar-03

ene-03 500,0 86,8 19,2 80,8 808,4 702,0 106,4 3,8 3,6 0,2 5,8 0,48 0,38 0,11 12,75 42,35 37,29 ….. ….. ….. 50,37

ROF

ROF

1,20

35,0

510,0 80,4 13,2 86,8 868,0 698,0 170,0 3,6 3,4 0,2 7,2 0,30 ….. 0,11 13,34 ….. 46,18 ….. ….. ….. 46,64

may-03

ROF

1,03

44,2

500,0 85,3 16,4 83,6 836,0 713,5 122,5 3,6 3,4 0,2 7,6 0,25 ….. 0,17 11,20 ….. 34,53 ….. ….. ….. 49,50

feb-04

ROF

1,30

43,1

500,0 89,1 14,0 86,0 860,0 766,0 94,0 5,6 5,5 0,1 7,0 0,20 ….. 0,06 12,00 ….. 47,63 ….. ….. ….. 51,66

abr-04

ROF

104

1,40

41,0

500,0 89,0 17,0 83,0 830,0 739,0 91,0 5,1 4,9 0,2 6,5 0,30 0,61 0,10 12,60 45,36 61,07 1,90 0,19 0,08 51,64

jun-04

1,20

35,4

500,0 77,8 10,2 89,8 898,0 698,4 199,6 3,6 3,4 0,2 7,6 0,12 0,46 0,11 12,75 49,90 31,90 2,90 0,29 0,12 45,11

jul-04

Valores Iniciales ROF ROF

Tabla II.9. Caracterización físico-química inicial del ROF, en los correspondientes meses de muestreo.

Proceso de Digestión Anaerobia

1,00

46,8

500,0 90,4 13,2 86,8 868,0 785,0 83,0 5,6 5,5 0,1 7,0 0,20 0,38 0,06 11,20 68,90 47,63 3,90 0,39 0,16 52,45

oct-04

ROF

1,40

26,4

510,0 90,5 12,0 88,0 880,0 796,0 84,0 5,5 5,4 0,1 5,4 0,18 0,56 0,23 24,40 73,40 68,07 4,90 0,49 0,20 52,46

feb-05

ROF

1,40

27,9

550,0 86,7 16,0 84,0 840,0 728,0 112,0 4,4 4,2 0,2 6,6 0,30 0,82 0,15 24,82 55,00 51,08 5,90 0,59 0,25 50,27

mar-05

ROF

1,22

37,04

507,00 85,31 15,14 84,86 848,64 724,09 124,55 4,40 4,24 0,16 6,7 0,27 0,49 0,13 14,94 55,82 47,19 3,90 0,39 0,16 49,48

medios

Valores

0,2

7,0

15,7 5,1 3,2 3,2 31,7 52,4 43,5 1,0 1,0 0,1 0,8 0,1 0,2 0,1 5,2 12,7 11,2 1,6 0,2 0,1 3,0

típica

Desviación

Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

Tabla II.10. Caracterización físico-química inicial del residuo sólido urbano artificial (ROF_A) utilizado como materia prima.

Valores Iniciales ROF_A jun-04

Parámetros Analíticos Densidad (kg/m3) Materia Orgánica (%) Humedad (%) Sólidos (%) ST (g/kg) SV (g/kg) SFT (g/kg) STS (g/L) SVS (g/L) SFS (g/L) pH

750,0 80,9 9,20 90,80 908,0 735,0 173,0 16,5 16,4 0,1 6,3

Alcalinidad (g/L) Acidez Total (g/L) N-NH4 (g/L) N-total (g/kg) COD (g/L) DQO (g/L) P-total (g/kg TS) P-total (%) P (P205)(g/kg ST) Carbono (%) (Materia orgánica) C:N (Materia orgánica)

0,73 0,44 0,37 23,0 75,4 87,3 2,30 0,23 0,10 46,9 20,4

Grasas (%)

1,02

105

Proceso de Digestión Anaerobia

Tabla II.11. Caracterización físico-química inicial del residuo sólido urbano procedente de la planta de tratamiento (FORSU) utilizado como materia prima.

Parámetros Analíticos

Valores Iniciales FORSU Valores feb-05 medios

FORSU jun-04

Desviación típica

Densidad (kg/m3) Materia Orgánica (%) Humedad (%) Sólidos (%) ST (g/kg) SV (g/kg) SFT (g/kg) STS (g/L) SVS (g/L) SFS (g/L) pH

295,0 53,3 17,2 82,8 828,0 441,0 387,0 17,5 17,0 0,5 7,9

361,0 52,6 19,0 81,0 810,0 426,0 384,0 8,6 7,2 1,4 7,3

328,0 52,9 18,1 81,9 819,0 433,5 385,5 13,1 12,1 1,0 7,6

46,7 0,5 1,3 1,3 12,7 10,6 2,1 6,3 6,9 0,6 0,4

Alcalinidad (g/L) Acidez Total (g/L) N-NH4 (g/L) N-total (g/kg) COD (g/L) DQO (g/L) P-total (g/kg TS) P-total (%) P (P205)(g/kg ST) Carbono (%) (Materia orgánica) C:N (Materia orgánica)

0,09 1,97 0,28 26,0 39,7 41,3 1,07 0,11 0,04 30,9 11,9

0,51 0,72 1,06 34,0 64,7 73,8 1,17 0,12 0,05 30,5 8,9

0,30 1,35 0,67 22,0 52,2 57,6 1,12 0,11 0,05 30,7 10,4

0,3 0,9 0,6 5,7 17,7 22,9 0,1 0,0 0,0 0,3 2,1

Debido al secado previo de las muestras (ROF, ROF_A y FORSU) algunos parámetros físicoquímicos presentaron valores menores que los correspondientes al residuo original. Este es el caso de la humedad, materia orgánica y amonio, entre otros. Para una mejor visualización de la composición de los residuos utilizados como materia prima, se muestra en la Tabla II.12 los valores medios de los parámetros físico-químicos iniciales.

Como era de esperar existen importantes diferencias entre los distintos tipos de residuos sólidos utilizados. Para el residuo al que se le han realizado un mayor número de muestras, el ROF procedente del restaurante de la universidad, no se observa mucha variabilidad en su composición. Así, en todos los casos la razón C/N se encuentra dentro del rango adecuado para la digestión anaerobia (25-45). 106

Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

Tabla II.12. Caracterización físico-química media de los residuos sólidos urbanos utilizados como materia prima.

Parámetros Analíticos

ROF

Densidad (kg/m3) Materia Orgánica (%) Humedad (%) Sólidos (%) ST (g/kg) SV (g/kg) SFT (g/kg) STS (g/L) SVS (g/L) SFS (g/L) pH Alcalinidad (g/L) Acidez Total (g/L) N-NH4 (g/L) N-total (g/kg) COD (g/L) DQO (g/L) P-total (g/kg TS) P-total (%) P (P205)(g/kg ST) Carbono (%) (Materia orgánica) C:N (Materia orgánica) Grasas (%)

507,0 85,3 15,1 84,7 848,6 724,1 124,5 4,4 4,2 0,2 5,9 0,27 0,49 0,13 14,9 55,8 47,2 3,90 0,39 0,16 49,5 37,0 1,22

Valores medios ROF_A 750,0 80,9 9,20 90,80 908,0 735,0 173,0 16,5 16,4 0,1 6,3 0,73 0,44 0,37 23,0 75,4 87,3 2,30 0,23 0,10 46,9 20,4 1,02

FORSU 328,0 52,9 18,1 81,9 819,0 433,5 385,5 13,1 12,1 1,0 7,6 0,30 1,35 0,67 30,0 52,2 57,6 1,12 0,11 0,05 30,7 10,4 ----

A continuación se hace una descripción más detallada de los resultados para cada parámetro analítico.

4.1.1. Contenido en sólidos, humedad y densidad

Según se recoge en las Tablas II.8 a II.10 el ROF_A presenta el mayor valor de densidad inicial de los residuos utilizados, del orden de 750 kg/m3, mientras que el ROF presenta una densidad inicial de 507 kg/m3, y finalmente la FORSU tiene la menor densidad inicial de los tres residuos, del orden de 328 kg/m3. Como se ha mencionado anteriormente, la densidad, así como el peso específico, dependen de la temperatura y grado de humedad, y varían en función de la concentración total de sólidos en el residuo. La diferencia observada entre la densidad del ROF y 107

Proceso de Digestión Anaerobia

el ROF_A se debe a los diferentes tamaños de partícula de los residuos; siendo la densidad de la FORSU significativamente menor, posiblemente debido a menores porcentajes de materia orgánica.

Debido a que todos los residuos ROF y ROF_A fueron sometidos a secado previo y homogenización, como se ha mencionado en el apartado de Material y Métodos, en el tópico de pretratamiento de las muestras, los mismos presentan porcentajes de humedad en el rango 12,0-20,0%. Así, el ROF se caracteriza por ser un residuo sólido con un valor medio de ST del 84,6%, el ROF_A posee un contenido en sólidos totales superior al 90,9% y la FORSU del 81,9%. Estos resultados son similares a los indicados en otros trabajos de digestión anaerobia de FORSU (Chugh et al., 1997).

En cuanto a los sólidos, se puede diferenciar entre “volátiles” y “fijos”, haciendo referencia a los componentes orgánicos e inorgánicos (o minerales), respectivamente, de los distintos tipos de sólidos (totales, en suspensión o disueltos). El ROF posee concentraciones de sólidos volátiles de 724,1 gSV/kg (± 52,4 g/kg) y de sólidos fijos 124,5 gSF/kg (± 43,5 g/kg), valores indicativos de que existe una cantidad de materia biodegradable bastante superior a materia mineral. Estos resultados son semejantes a los obtenidos en los análisis del ROF_A. Sin embargo, la FORSU ha presentado valores de SV y SF bastante semejantes (433,5 gSV/kg y 385,5 gSF/kg), lo que es indicativo de que existen cantidades similares de materia biodegradable y materia mineral.

4.1.2. Contenido en materia orgánica y carbono

Los hidratos de carbono están ampliamente distribuidos en los alimentos ya que incluyen los azucares, almidones y celulosa. Los hidratos de carbono contienen carbono, hidrógeno y oxígeno, algunos son solubles en agua, como los azúcares, mientras que otros, como los almidones, son insolubles. Los azúcares tienen tendencia a descomponerse mientras que los almidones son más estables, pero se convierten en azucares por la actividad bacteriana así como por la acción de los ácidos minerales diluidos. Desde el punto de vista de la resistencia a la descomposición, la celulosa es el hidrato de carbono cuya presencia en el residuo es más importante.

En el presente trabajo no se ha hecho una determinación específica del contenido de azucares, almidones y celulosa.

108

Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

La FORSU presenta una concentración media de COD del orden de 52,2 g/L semejante a los obtenidos por Cecchi et al. (1991) para la FORSU procedente de la Planta S. Giorgio di Nagaro (Italia), que están comprendidos entre 42,8 y 45,0 gCOD/L.

El ROF_A presenta una concentración de DQO de 87,3 g/L, superior a los resultados obtenidos para el ROF con 47,2 g/L (± 11,2 g/L), y para la FORSU, con una media de 57,6 g/L, aunque en este último caso los valores son bastante variables (41,3 - 73,8 g/L). Los valores de DQO encontrados por Gallert et al (2003) con FORSU procedente de la ciudad de Karlsruhe (Alemania) fueron de 85 -120 g/L, en los ensayos de digestión anaerobia a escala de laboratorio.

4.1.3. Contenido en nutrientes (nitrógeno y fósforo)

Como se ha visto anteriormente, los principales grupos de sustancias orgánicas presentes en los residuos son los hidratos de carbono, las proteínas y las grasas. El nitrógeno es absolutamente básico para la síntesis de proteínas. El contenido de proteínas varía mucho entre los pequeños porcentajes presentes en frutos con alto contenido en agua como los tomates, o en tejidos grasos de las carnes, y los porcentajes elevados que se dan en alubias o carnes magras.

Además, la existencia de grandes cantidades de proteínas en los residuos sólidos urbanos puede ser origen de olores fuertemente desagradables debido a los procesos de descomposición.

En el presente trabajo, los resultados encontrados de nitrógeno total y de amonio, en la caracterización inicial de los residuos, indican un bajo porcentaje de nitrógeno en todos los casos.

El nitrógeno amoniacal se encuentra en la solución acuosa, bien en la forma de ión o como amoníaco. Los resultados obtenidos de la caracterización inicial de los residuos indican los siguientes contenidos de N-NH4: ROF 126,7 mgN-NH4/L, ROF_A 373,3 mgN-NH4/L, y 672,4 mgN-NH4/L para la FORSU. En cuanto a las concentraciones de nitrógeno total, en el ROF se obtienen valores medios de 1,5% de nitrógeno total, el ROF_A 2,3%, y la FORSU valores entre 2,6 y 3,4%. Estos resultados son similares a los encontrados por Rao y Singh (2004) para los residuos de cocina, utilizados en ensayos de digestión anaerobia mesofílica, con valores de nitrógeno total inicial de 1,1% y de 109

Proceso de Digestión Anaerobia

C/N del orden de 36,3. No obstante son superiores a otros valores indicados en bibliografía, como por ejemplo, los valores observados por Bouallagui et al (2004), para los residuos de frutas y vegetales procedentes del mercado de Narbonne (Francia), con un 0,3% de nitrógeno total.

A- Relación C/N

La relación C/N es un parámetro muy útil para los procesos de digestión anaerobia, pues determina el posible origen de la materia orgánica, e informa del estado de degradación o humificación de la misma. Si la relación C/N es muy alta, significa que todo el nitrógeno será consumido muy rápidamente por los microorganismos hasta agotarse. De esta forma el carbono se acumula y como resultado final la producción de biogás podría ser baja. Por el contrario, si la relación C/N es baja, el nitrógeno llega a acumularse en forma de amonio, como consecuencia el pH alcanzaría valores superiores a 8,5, teniendo un efecto toxico para la población metanogénica.

El valor óptimo de la relación C/N en mezclas de materiales orgánicos está dentro del rango 2035. Los residuos utilizados en este trabajo presentaron una relación C/N media (a partir de la materia orgánica) de: 37,0 para el ROF, 20,4 para el ROF_A y 10,4 para la FORSU. Estos resultados son concordantes con los datos publicados por diversos autores en estudios de digestión anaerobia de RSU, excepto para la FORSU. Por lo tanto, los resultados indican que los residuos elegidos para los experimentos en este trabajo son adecuados para la digestión anaerobia.

Sobre la base de los resultados obtenidos en los análisis de fósforo total representados en las Tablas anteriormente citadas, se puede concluir: que el ROF posee 0,4% de P-total, valor este superior al contenido de P-total del ROF_A (0,2%), siendo ambos superiores a su vez a los obtenidos en la FORSU, de 0,1%. Resultados semejantes han sido satisfactorios para la actividad microbiológica involucrada en la bioconversión de vegetales a metano (Bouallagui et al., 2003).

110

Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

4.2. Caracterización de las fuentes de inóculo: lodo y purines

En los diferentes estudios realizados en esta Tesis Doctoral se han utilizado, principalmente, dos fuentes de inóculo diferentes: lodos digeridos de EDAR y purines de cerdo.

Los lodos digeridos de depuradora constituyen el efluente de la digestión anaerobia mesofílica de lodos de EDAR y, por lo tanto, son una fuente adecuada de microorganismos anaerobios, procedentes de la microbiota existente en el interior de los digestores, pero, además, aportan una serie de micro-nutrientes esenciales como el hierro, zinc, magnesio, cobre, molibdeno y boro.

Según Ingelmo et al. (1998) las características físico-químicas de los lodos de EDAR dependen de diversos factores, siendo los más importantes el tipo de actividades industriales en la zona, el sistema de depuración y el tipo de tratamiento previo.

El lodo digerido utilizado en este trabajo como materia prima, procede de la EDAR Guadalete de Jerez de la Frontera (Cádiz), concretamente de la corriente de recirculación de los digestores anaerobios en los que se lleva a cabo la degradación anaerobia mesofílica de los lodos primarios y secundarios generados en dicha instalación.

Los purines están constituidos fundamentalmente por los excrementos de cerdos y, al igual que en el caso de los lodos digeridos, además de constituir un buen inóculo de microorganismos anaerobios procedentes directamente del tracto intestinal de los animales, pueden aportar cantidades importantes de macro y micro-nutrientes esenciales para el proceso.

Los purines utilizados en este trabajo proceden de una instalación ganadera ubicada en el Puerto de Santa María (Cádiz) y no han sido sometidos a ningún tratamiento de digestión anaerobia previo.

A continuación, en las Tablas II.13 y Tabla II.14 se detallan las caracterizaciones físico-químicas iniciales del lodo digerido de EDAR y del PURÍN utilizados como fuentes de inóculos en los distintos experimentos realizados.

111

1100 50,4 95,8 4,2 41,7 21,0 20,7 16,7 11,0 5,7 7,7 0,76 3,79 1,90 25,6 ….. 9,8 ….. ….. ….. 29,2 11,4

1100 51,3 96,8 3,2 32,0 16,4 15,6 6,9 3,7 3,2 8,3 0,84 2,31 1,25 35,2 11,4 12,3 ….. ….. ….. 29,7 8,4

Densidad (kg/m3) Materia Orgánica (%) Humedad (%) Sólidos (%) ST (g/kg) SV (g/kg) SFT (g/kg) STS (g/L) SVS (g/L) SFS (g/L) pH Alcalinidad (g/L) Acidez Total (g/L) N-amon. (g/L) N-total (g/kg) COD (g/L) DQO (g/L) P-total (g/kg TS) P-total (%) P (P205)(g/kg ST) Carbono (%) (Materia orgánica) C:N (Materia orgánica)

LODO mar-03

LODO ene-03

Parámetros Analíticos

6,1

1100 36,2 96,1 3,9 38,8 14,0 24,8 10,1 7,5 2,6 8,3 0,82 ….. 1,33 34,6 ….. 49,3 ….. ….. ….. 21,0

LODO may-03

6,1

1080 47,8 96,4 3,6 35,6 17,0 18,6 8,9 6,8 2,1 8,3 0,84 ….. 1,00 45,2 ….. 12,3 ….. ….. ….. 27,7

LODO feb-04

4,6

1100 48,5 95,7 4,3 43,3 21,0 22,3 3,5 1,0 2,5 8,0 0,55 ….. 1,60 61,0 34,3 47,8 ….. ….. ….. 28,1

LODO abr-04

112

14,3

1080 67,1 96,2 3,8 38,0 25,5 12,5 8,3 8,2 0,1 7,5 1,12 ….. 1,73 27,2 22,4 33,5 12,00 1,20 0,50 38,9 8,4

1100 59,8 96,3 3,7 36,8 22,0 14,8 7,5 3,5 4,0 7,1 0,44 2,84 1,68 41,2 35,4 43,7 16,70 1,67 0,70 34,7

Valores Iniciales LODO LODO jun-04 jul-04

10,8

1000 62,5 96,8 3,2 32,0 20,0 12,0 3,3 1,3 2,0 7,4 0,41 3,39 0,78 33,7 37,7 41,6 10,70 1,07 0,45 36,3

LODO oct-04

15,7

1090 68,9 96,1 3,9 38,6 26,6 12,0 3,8 1,6 2,2 7,9 0,54 3,27 2,98 25,4 16,6 16,3 12,70 1,27 0,53 40,0

LODO feb-04

6,4

1080 50,0 97,7 2,3 23,0 11,5 3,5 11,4 7,4 4,0 8,4 0,69 2,07 3,68 45,6 11,4 25,5 13,70 1,37 0,57 29,0

LODO mar-04

Tabla II.13. Caracterización físico-químico inicial del efluente de la digestión anaerobia mesofílica de lodos de EDAR - “Guadalete”.

Proceso de Digestión Anaerobia

9,2

1083 54,2 96,4 3,6 36,0 19,5 15,7 8,0 5,2 2,8 7,9 0,70 2,94 1,79 37,5 24,2 29,2 13,2 1,3 0,5 31,5

Valores medios

3,7

30,6 10,1 0,6 0,6 5,8 4,8 6,2 4,1 3,4 1,5 0,4 0,22 0,66 0,89 11,1 11,6 15,8 2,3 0,2 0,1 5,9

Desviación típica

Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

Tabla III.14. Características físico-químicas del PURÍN utilizado como fuente de inóculo en distintos ensayos con reactores SEBAC y tanque agitado (1,1 L). Valores Iniciales Parámetros Analíticos

PURÍN

Densidad (kg/m3) Materia Orgánica (%) Humedad (%) Sólidos (%) ST (g/kg) SV (g/kg) SFT (g/kg)

1200,0 72,8 43,0 57,0 570,0 415,0 40,0

STS (g/L) SVS (g/L) SFS (g/L) pH

4,0 3,5 0,5 7,4

Alcalinidad (gCaCO3/L) Acidez Total (g AcH/L) N-NH4 (g/kg) N-total (g/kg) COD (g/L) DQO (g/L) Carbono (%) (Materia orgánica) C:N (Materia orgánica)

0,62 0,55 0,11 57,1 34,4 41,1 42,2 7,4

113

Proceso de Digestión Anaerobia

El lodo digerido posee un contenido medio en humedad del 96,4%. Los valores medios de sólidos volátiles fueron 19,5 gSV/kg y los sólidos fijos del orden de 15,7 gSF/kg por lo que la cantidad de materia biodegradable supone el 54,2%. Los lodos de EDAR suelen presentar niveles de materia orgánica relativamente altos, entre 36 y 75%, con una cierta cantidad de sales minerales, lo que se refleja en su conductividad.

El pH del lodo digerido también presenta una ligera variación en los distintos ensayos experimentales realizados, estando comprendido entre 7,1 y 8,4 que son valores típicos para un lodo digerido en condiciones anaerobias mesofílicas. En este rango de pH, el valor medio de alcalinidad fue de 701,8 mg/L.

Los lodos digeridos de EDAR presentan un contenido en nitrógeno total muy variable, oscilando entre un 2,0% y 6,0% (De la Rubia, 2003). Los lodos utilizados en los experimentos de la presente Tesis presentan resultados similares con valores entre 2,5% y 6,1% de nitrógeno total.

Sobre la base de los resultados medios de carbono orgánico (31,5%), nitrógeno total (3,7%), la ratio C/N media resulta de 9,2.

En cuanto al purín, como se ha comentado anteriormente, se trata de un residuo no digerido en procesos anaeróbicos (PURÍN) y procede de una instalación agropecuaria ubicada en la ciudad de El Puerto de Santa Maria (Cádiz).

La caracterización físico-química del PURÍN se recoge en la anterior Tabla II.13. El inóculo posee un contenido en humedad del 72,8%. Los valores de sólidos totales fueron 570,0 gSV/kg y los sólidos volátiles del orden de 415,0 gSF/kg por lo que la cantidad de materia biodegradable es bastante alta (72,8%). Sobre la base de los resultados medios de carbono orgánico (42,0%), nitrógeno total (5,7%) se obtiene una ratio C/N de 7,4.

114

Cap. II. Caracterización de los residuos sólidos urbanos

4.3. Consideraciones generales del capítulo Considerando el objetivo previsto en esta apartado “poner a punto y aplicar las diferentes técnicas analíticas que permitan realizar una caracterización adecuada de los residuos sólidos urbanos así como el seguimiento de la evolución del proceso de digestión del residuo”, y a partir de los resultados experimentales obtenidos y de la discusión realizada, se pueden destacar los siguientes aspectos

¾

Se han seleccionado y caracterizado los siguientes residuos orgánicos:

A- Residuo sólido urbano de restaurante: el residuo procede del restaurante del Centro Andaluz

Superior de Estudios Marinos (CASEM) de la Universidad de Cádiz. Inicialmente se realizó una separación manual de las fracciones orgánicas e inorgánicas y continuación se descartaron algunos materiales orgánicos (principalmente, papel). El resultado final fue la obtención de una muestra representativa de la fracción orgánica del residuo sólido urbano seleccionado en origen, denominada residuo orgánico fresco (ROF). B- Residuo sólido urbano artificial: residuo orgánico elaborado a partir de una mezcla de distintos

alimentos, representativa de un RSU con alta biodegradabilidad y que puede ser fácilmente reproducido, que se denominará residuo orgánico fresco artificial (ROF_A) (Martín et al., 1999). C- Residuo sólido urbano de una Planta Industrial de Tratamiento de basuras: el residuo orgánico

procede de la Planta de Tratamiento “Las Calandrias” ubicada en la ciudad de Jerez de la Frontera (Cádiz), más concretamente de la salida del tromel (30 mm) de reciclaje. Análogamente a lo indicado para el residuo de la cafetería, se realizó separación manual de las fracciones orgánicas e inorgánicas (principalmente de fracciones de vidrios, y papel). El resultado final fue la obtención de la fracción orgánica del RSU (FORSU).

La caracterización de residuos sólidos heterogéneos (residuos de restaurante, residuos sólidos urbanos, etc.) presenta como primer problema la obtención de una muestra representativa del mismo. Por ello, se realiza un muestreo sobre lotes homogeneizados y seleccionados al azar para obtener la muestra bruta inicial. Para el manejo posterior del residuo (preparación de las alimentaciones de reactores, etc.) y su caracterización analítica completa se requiere un pretratamiento que mejore su manejabilidad y homogeneidad. El pretratamiento seleccionado es el siguiente: las muestras sólidas se secan a 55ºC durante 24 horas, hasta alcanzar un grado de humedad del 10-20%. A continuación se procede a una homogeneización y reducción del tamaño de partícula hasta 1,0-2,0 cm (reactores tipo SEBAC) o reducción hasta 0,1- 0,5 cm (reactores tanque agitado). La muestra así obtenida se denomina muestra pretratada.

¾

115

Proceso de Digestión Anaerobia

¾

La caracterización completa del residuo sólido considera diversas fracciones: A- La muestra bruta original, sobre la que se determinan directamente la densidad y la

humedad. B- La muestra pretratada, sobre la que se determinan nuevamente la densidad y la humedad,

así como la concentración en sólidos totales (ST, SV y SFT), el nitrógeno total (N-total) y el fósforo total (P-total). C- El lixiviado obtenido al tratar la muestra pretratada anterior con agua (proporción 1:10, con

agitación, durante 2 horas), sobre el que se determinan el pH y la alcalinidad. D- El sobrenadante resultante del filtrado del lixiviado anterior a través de un filtro de 0,45 µm

de tamaño promedio de poro, sobre el que se determinan la Demanda Química de Oxígeno (DQO), el Carbono Orgánico Disuelto (COD), los ácidos grasos volátiles (AGV), el nitrógeno amoniacal (N-NH4) y los sólidos en suspensión (STS, SVS y SFS). Para la caracterización de las muestras líquidas o semisólidas (efluentes del proceso e inóculos) se ha seguido el procedimiento indicado para el lixiviado obtenido a partir de las muestras sólidas. ¾

La caracterización físico-química de los diferentes residuos sólidos utilizados en los ensayos muestra importantes diferencias entre los mismos. Especialmente cabe diferenciar entre los denominados residuos de “cocina” (ROF y ROF_A) y el residuo procedente de la planta de Las Calandrias (FORSU) ¾

A- El contenido en materia orgánica, tras los procesos de acondicionamiento, varía desde el

85,31% para el residuo procedente del restaurante (ROF) hasta el 52,9% que presenta el residuo procedente de la planta de Las Calandrias (FORSU). El residuo orgánico sintético, preparado según una receta estándar (ROF_A), presenta mayores similitudes con el residuo del restaurante (ROF) y su contenido en materia orgánica se sitúa en el 81,0% B- La relación carbono/nitrógeno para los diferentes residuos oscila entre el valor de 37,0

obtenido para el residuo del restaurante (ROF) y el valor de 10,4 para el residuo procedente de la planta de Las Calandrias (FORSU). Nuevamente el residuo orgánico sintético presenta un valor intermedio situándose, en este caso, en 20,4.

¾ Las características físico-químicas de los residuos considerados se encuentran dentro de los rangos indicados en la bibliografía por diferentes autores que han realizado ensayos de biometanización de RSU con resultados satisfactorios.

116

CAPÍTULO III ENSAYOS DE BIODEGRADACIÓN ANAEROBICA EN REACTORES TIPO SEBAC: OPTIMIZACIÓN DEL PROCESO

Optimización del proceso SEBAC

118

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

1. INTRODUCCÍON

En este capítulo se sintetiza la información disponible sobre el proceso SEBAC (Sequential Batch Anaerobic Composting) para la depuración de residuos sólidos urbanos. Se describen las características del proceso así como las principales ventajas del mismo incidiendo en los aspectos relacionados con las condiciones de operación y las características de los productos finales generados.

En este capítulo se desarrolla el objetivo parcial correspondiente al estudio de la puesta en funcionamiento y optimización de un reactor discontinuo, anaerobio y termofílico, para el tratamiento de los residuos sólidos urbanos, operando a escala de laboratorio.

2. ANTECEDENTES

2.1. Proceso SEBAC El proceso SEBAC (Sequential Batch Anaerobic Composting) representa un gran avance tecnológico en el manejo sostenible integrado de los residuos sólidos urbanos, y una alternativa bastante viable frente las tecnologías tradicionales de tratamiento de RSU (Chynoweth et al., 1991).

El proceso SEBAC puede degradar residuos sólidos urbanos en 3 ó 4 semanas obteniendo energía renovable (biogás) y sin generar contaminantes al medio ambiente (SEBAC homepage) alcanzando una rápida estabilización del proceso incluso en la etapa más crítica del mismo, la de arranque.

El proceso SEBAC genera, además del biogás, residuos finales sólidos y líquidos que pueden ser usados como fertilizantes para suelos. La cantidad, calidad y naturaleza del residuo final depende de la calidad del residuo a tratar, del método de digestión (digestión o co-digestión) y de la extensión del postratamiento (Chynoweth et al., 1992).

El principal producto obtenido de la digestión anaerobia seca en reactores tipo SEBAC es similar a un lodo digerido bastante concentrado o una pasta digerida de excremento animal. Este producto puede ser directamente aplicado a suelos de granjas o puede ser digerido aeróbicamente durante 2-4 semanas hasta obtener un producto con características semejantes al compost. La fracción líquida

119

Optimización del proceso SEBAC

puede ser utilizada como fertilizante en granjas o ser tratada en una EDAR, dependiendo la calidad exigida por las reglamentaciones gubernamentales locales. La capacidad para utilizar el residuo de la digestión anaerobia para mejorar los suelos aumenta los beneficios económicos y medio ambientales de esta tecnología. Sin embargo, la utilización segura de los residuos líquidos y sólidos obtenidos en el proceso SEBAC dependerá de las características agronómicas y de su potencial de polución el cuál está relacionado con el contenido en patógenos y el contenido en metales pesados.

Por otro lado, los residuos de origen animal o humano contienen muchos tipos de patógenos que pueden tornarse peligrosos a la salud. Virus, bacterias y parásitos pueden sobrevivir durante largos periodos de tiempo a bajas temperaturas en abonos y lodos frescos. Muchos de estos patógenos podrían sobrevivir durante elevados períodos de tiempos en los digestores que operan en condiciones mesofílicas de temperatura, siendo totalmente eliminados en condiciones termofílicas (50-55ºC) en algunas horas (O’Keefe et al., 1993). El rendimiento del proceso, para diferentes tipos de residuos digeridos en la planta existente en Florida es de 0,20 LCH4/g SV (en el tratamiento de residuos sólidos urbanos) y 0,30 L/g SV (en el tratamiento de restos de papel). El exceso de energía producida durante la operación de degradación de la materia orgánica podría ser utilizado en la propia factoría o en otras actividades relacionadas con todo el proceso de manejo integrado de los RSU, por ejemplo, en la maquinaria del proceso de reciclaje (separación mecánica) de la fracción orgánica y inorgánica, o en el aprovechamiento de los productos inorgánicos (plásticos, metales, papel) entre otros. La tecnología necesaria para la conversión de la energía debe ser adquirida aparte, y su tamaño dependerá de muchos factores.

2.1.1. Ventajas del proceso SEBAC

A continuación se presentan las ventajas del proceso SEBAC frente a los procesos convencionales (O´Keefe y Chynoweth, 2000; Chynoweth et al., 2001):

120

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

Ventajas Económicas: 9 9

Inversión de capital inicial relativamente baja Posee coste operacional y de mantenimiento bajo

Ventajas Medio Ambientales: 9 9 9 9 9 9 9 9 9 9

No contamina el medio ambiente y ayuda a la sostenibilidad El proceso de tratamiento es natural Reduce significativamente la emisión de dióxido de carbono y metano Transforma un desecho en recursos aprovechables Produce un residuo final semejante al compost higienizado y con capacidad fertilizante Elimina los olores nocivos a la salud Reduce la concentración (carga orgánica) de los lixiviados Reduce el volumen del residuo y los problemas relativos a su disposición final El residuo final puede ser prensado y dispuesto en vertederos Menor requerimiento de compostaje o pre-tratamientos

Ventajas Técnicas: 9 9 9 9 9 9 9 9 9

La estabilización del proceso puede ocurrir en tan sólo 30 días Proceso operacional bastante simple Requerimiento mínimo de traspaso, reciclaje o mezcla de sólidos Permite diseño flexible: tanque, foso o células La fase de arranque e inoculación ocurren juntas debido al trasvase de lixiviado El diseño permite la eliminación de ácidos grasos formados en la fase de arranque Proceso de digestión anaerobia natural y estable Aumenta la higienización y mejora aspectos sanitarios del proceso Permite el tratamiento de gran variedad de residuos orgánicos

Ventajas Energéticas: 9 9 9

El sistema es productor de energía y materiales de gran valor económico Genera un combustible renovable de alta calidad El biogás tiene numerosas aplicaciones

Este tipo de metodología es muy eficaz y rápida para conseguir el arranque del proceso, aunque su principal limitación es la aplicabilidad a escala industrial ya que, por su naturaleza de operación discontinua, requiere elevados volúmenes de reactor. 121

Optimización del proceso SEBAC

2.1.2. Características de operación del proceso

El proceso SEBAC se basa en la interconexión de dos reactores discontinuos y sin agitación por medio del intercambio de lixiviados: en el primer reactor se introducen los residuos sólidos urbanos frescos o parcialmente digeridos y en el segundo una fuente de inóculo, generalmente un residuo estabilizado o digerido mediante digestión anaerobia. Diariamente se procede a la alimentación de los reactores mediante la circulación del lixiviado de un reactor a otro.

Así, el residuo fresco sin digerir se inocula con el lixiviado o efluente procedente del reactor con residuo digerido, mientras que el lixiviado generado por el residuo fresco se recircula como alimentación al reactor con residuo digerido. De este modo se establece un flujo de microorganismos hacia el residuo sin digerir y de materia orgánica hacia el residuo digerido.

Los productos de la fermentación tales como los ácidos grasos formados durante la fase de arranque son eliminados por el trasvase de lixiviados hacia el reactor con residuo digerido donde son convertidos en metano por las archaeas metanogénicas. De esta forma, esta tecnología permite superar los problemas de inestabilidad del sistema.

El volumen de la FORSU inicial que puede cargarse en el reactor dependerá de la cantidad de lixiviado que ésta puede generar. El tiempo necesario para el arranque efectivo y la estabilización del proceso es, por término medio, 30 días (entre 21 y 42 días). Posteriormente a la estabilización del proceso, el reactor puede funcionar individualmente. Así, una vez alcanzada la fase final del proceso, aproximadamente 30 días, el lixiviado de este reactor es utilizado, nuevamente, para arrancar un reactor nuevo, conteniendo fracción orgánica fresca.

La Figura III.1 muestra el esquema general de los reactores tipo SEBAC desarrollado y patentado por la Universidad de Florida (Chynoweth et al., 1991; SEBAC homepage). De acuerdo con el esquema, una vez en funcionamiento, se puede operar con tres reactores a la vez: en la fase 1 un reactor nuevo es arrancado con el lixiviado proveniente del reactor digerido de la fase 3, mientras que en la fase 2 el reactor se encuentra en proceso de digestión, alimentado por el propio lixiviado generado.

122

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

Productos de la hidrólisis y ácidos volátiles de la fase 1 Biogás

Biogás

Biogás

malla perforada

FORSU nivel de lixiviado

Fase 1 Nuevo

Fase 2 Intermedio

Fase 3 Digerido

Figura III.1. Ilustraciones y esquema de reactores tipo SEBAC utilizados en la Universidad de Florida.

123

Optimización del proceso SEBAC

En resumen, los estudios realizados con este tipo de tecnología muestran numerosas ventajas medio ambientales y energéticas. Sin embargo, ponen de manifiesto la necesidad de realizar un estudio detallado de los procedimientos de arranque más adecuados para cada tipo de residuo urbano.

Nopharatana y colaboradores (1998) han utilizado la tecnología SEBAC en el rango mesofílico de temperatura, utilizando un reactor con residuo digerido y un reactor con FORSU fresca triturada hasta un tamaño de partícula de 10 cm. Los resultados mostraron que el reactor con residuo fresco alcanza la etapa de estabilización en 25 días y a partir de ese momento puede dejar de ser alimentado por el reactor con residuo digerido, siendo desmantelados a partir del día 40 para inocular un reactor nuevo. Los autores han encontrado dificultades en arrancar el reactor con residuo fresco, en aquellos ensayos en los que se desconectaba la recirculación de lixiviado en períodos muy cortos.

Según Chugh et al. (1999) utilizaron dos reactores que intercambiaban sus lixiviados a escala de planta piloto (200,0 L), operando en el rango mesofílico de temperatura mesofílica para el tratamiento de la FORSU seleccionada en origen. Los resultados mostraron una rápida aclimatización de los microorganismos en los primeros 30 días, así los reactores son desconectados del reactor con residuo digerido y permanecen en funcionamiento hasta el día 70. No obstante, los autores concluyen que la etapa de arranque puede ser drásticamente reducida caso ocurra una buena climatización entre el residuo y la microbiota.

2.1.3. Aplicabilidad del proceso SEBAC

El proceso SEBAC es un enlace para el desarrollo de una economía sostenible, transformando el problema de los residuos en recursos energéticos y evitando la contaminación del medio ambiente.

La tecnología, desarrollada a principios de los años noventa por la Universidad de Florida, supera los problemas de manejo, disposición y tratamientos convencionales de los residuos sólidos urbanos (Chynoweth, 1991).

La alta eficacia de este proceso puede ser comprobada en las instalaciones existentes en Florida, que operan desde 1994, tratando hasta 500 toneladas por día de residuos sólidos urbanos, generando 71.000 m3/día de metano y 125 toneladas de un producto final empleado como abono de suelos.

124

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

Además, la tecnología puede aplicarse a una amplia variedad de residuos biodegradables, con alta carga orgánica; como por ejemplo, basura sólida urbana, residuos de animales, papel, restos de jardín, biomasa, lodos activos, restos de cultivos agrícolas (café, plátano, arroz) sin producir olores ni contaminar al medio ambiente.

El grupo de investigación de la Universidad de Queensland (Australia) también ha desarrollado estudios de digestión anaerobia con proceso SECAC, intentado solucionar los problemas de generación de los RSU de este país. De acuerdo con Chugh et al. (1997), la aplicabilidad del proceso SEBAC es bastante interesante como tecnología de pretratamiento de la FORSU de Australia. En los primeros experimentos realizados en reactores mesofílicos a escala de laboratorio, el sistema ha sido capaz de generar gran cantidad de energía además de un producto final estable.

El presente trabajo de investigación considera la utilización de esta tecnología para realizar la puesta en marcha de la digestión anaerobia seca de residuos sólidos urbanos.

125

Optimización del proceso SEBAC

3. MATERIAL Y MÉTODOS 3.1. Metodología y planificación de trabajo El objetivo global de esta etapa del plan de trabajo es proponer un procedimiento específico para realizar la puesta en marcha y estabilización del proceso de digestión anaerobia termofílica seca, utilizando la tecnología SEBAC. Así, se pretenden seleccionar las condiciones de operación adecuadas que permitan mejorar el arranque de los reactores tipo SEBAC y adecuar los pretratamientos de acondicionamiento de los diferentes tipos de residuos sólidos urbanos.

Para la consecución de este objetivo se establecen las siguientes etapas experimentales, que dan respuesta a los objetivos parciales planteados: ETAPA 1: Selección de las condiciones operacionales: a)

Efecto de las características del residuo orgánico fresco en el reactor A y su disposición en capas: se han comparado cuatro ensayos en los que se modifica la disposición, en el interior del reactor, del residuo fresco a digerir. Así, la FORSU se mezcló con otro residuo orgánico (concretamente purines de cerdo) en el mismo reactor y se analizó el efecto de su disposición en distintos números de capas alternativas de ambos residuos (SEBAC 1, 2, 3 y 4).

b)

Efecto de la naturaleza del residuo digerido o inóculo utilizado en el reactor B: se han comparado dos ensayos en los que se utilizan dos fuentes distintas de inóculo. Se comparan los resultados del SEBAC 4, estudiado anteriormente, y que utiliza lodo de EDAR digerido en condiciones anaerobias como inóculo, con un nuevo sistema denominado SEBAC 5, en el que se utiliza un reactor SEBAC arrancado previamente como fuente de inóculo.

c)

Efecto de la naturaleza del residuo orgánico fresco a digerir: se ha analizado el comportamiento de dos ensayos en los que se modifica la composición del residuo fresco a digerir por la adición de agentes estructurantes (SEBAC 6 y 7).

ETAPA 2: Validación de los resultados: a)

Validación del protocolo: se realiza un ensayo de metanización de la FORSU en el que se imponen las condiciones de operación consideradas óptimas a partir de todos los estudios anteriormente abordados (SEBAC 8).

b)

Comprobación del protocolo: se realizan tres nuevos ensayos para comprobar si el sistema es capaz de desarrollar de forma estable la degradación anaerobia de diversos tipos residuos sólidos urbanos (SEBAC 9, 10 y 11). 126

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

3.2. Material y equipos utilizados en el proceso SEBAC Para llevar a cabo las pruebas en el sistema SEBAC se utilizaron reactores a escala de laboratorio. Los reactores utilizados son muy simples. Fueron construidos por el grupo de investigación en experimentos anteriores y han resultado adecuados para la adquisición de datos experimentales (Proyecto FEDER - CICYT (1999) denominado “Desarrollo de un proceso para el biorreciclaje (digestión anaerobia y compostaje) de la fracción orgánica de residuos sólidos urbanos conjuntamente con lodos de depuradora”). Tanto el sistema como los reactores son similares a las especificaciones de Chynoweth et al (2002). A- Reactores tipo SEBAC En el presente trabajo, los reactores tipo SEBAC operan en condiciones de alto contenido en sólidos (digestión “seca”) y en el rango termofílico de temperatura (55ºC). Además, otra modificación realizada a este sistema ha sido la utilización de lodos mesofílicos de depuradora, digeridos anaeróbicamente, como inóculo, en lugar de FORSU previamente digerida (Álvarez, 2005).

Considerando las modificaciones anteriormente citadas, se analizará el efecto que tiene sobre el funcionamiento del sistema la incorporación al reactor con residuo orgánico fresco de un residuo orgánico digerido dispuesto en capas.

De esta forma, cada sistema SEBAC consta de dos reactores en paralelo: el primer reactor -reactor Aincorpora el residuo orgánico fresco (ROF) y/o residuo orgánico digerido (ROD), y el segundo reactor reactor B- aloja una fuente de inóculo que, excepto para el SEBAC 5, es lodo de depuradora digerido en condiciones mesofílicas (LODO), según la Figura III.2.

Diariamente se procede a la alimentación de los dos reactores recirculando el lixiviado de un reactor a otro mediante una bomba peristáltica SELECTA, modelo Percom: ”

Una cierta cantidad del residuo digerido del reactor de lodos (reactor B) es traspasado al reactor con residuo fresco (reactor A);

”

A su vez, una cantidad equivalente de lixiviado generado por el reactor de residuo fresco (reactor A) es traspasado al reactor de lodos (reactor B).

De este modo se establece un flujo de microorganismos hacia el residuo sin digerir y de materia orgánica hacia el residuo digerido. 127

Optimización del proceso SEBAC

I.

BOLSA TEDLAR (40 Litros)

BIOGÁS

BOLSA TEDLAR (40 Litros)

REACTOR (25 Litros) ROF

ROD RODC

inóculo RODL

MALLA (2 mm) MALLA (15 mm) BOLAS DE VIDRIO BOMBA

ZONA DE LIXIVIADO

REACTOR B

REACTOR A

II.

BOLSA TEDLAR (40 Litros)

BIOGÁS

BOLSA TEDLAR (40 Litros)

REACTOR (25 Litros)

ROF

ROF

inóculo RODL

MALLA (2 mm) MALLA (15 mm) BOLAS DE VIDRIO ZONA DE LIXIVIADO

BOMBA

REACTOR B

REACTOR A

Figura III.2. Reactores tipo SEBAC utilizados en los experimentos de digestión anaerobia termofílica seca para el tratamiento de residuos sólidos urbanos: I.) SEBAC 1, SEBAC 2, SEBAC 3, SEBAC 8, SEBAC 9, SEBAC 10 y SEBAC 11; II.) SEBAC 4, SEBAC 5, SEBAC 6, SEBAC 7.

128

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

Los reactores son bidones de plástico con una capacidad total de 35 litros, cuyo cuerpo central es de forma cilíndrica de 50 cm de longitud y 30 cm de diámetro interno y disponen de una tapa que se acopla en su parte superior mediante un cierre de tipo aro de ballesta que permite el sellado del reactor y el mantenimiento de las condiciones anaerobias del medio (Figura III.3).

Para facilitar la recogida del lixiviado del reactor A, éste contiene una cámara inferior que permite acumular el lixiviado producido. Esta cámara de recogida está situada en la parte inferior del reactor (14,0 cm de longitud) y está rellena de bolas de vidrio, dejando un espacio libre de 1,5 litros, lo que permite la acumulación de un volumen equivalente de lixiviado.

La tapa del reactor contiene tres aberturas: una permite la salida de biogás (recogido en bolsas TEDLAR), otra se utiliza para introducir la alimentación en el sistema y una tercera para la recogida de lixiviado a través de un conducto interno que alcanza la base del reactor y que está acoplado a una bomba. Estas dos últimas aberturas están dotadas de válvulas que impiden la salida del biogás.

Figura III.3. Reactores tipo SEBAC utilizados en los ensayos en la caseta termostatizada.

129

Optimización del proceso SEBAC

B- Cámara termostatizada

La temperatura de operación seleccionada en todos los ensayos fue la óptima en el rango termofílico de operación; es decir, 55°C. Para mantener dicha temperatura, los ensayos se desarrollaron en una habitación especial, también denominada cámara termostatizada modelo REMSA M4, diseñada por el grupo de investigación en trabajos previos (Álvarez, 2005).

La cámara posee las dimensiones 4,0m x 2,4 m de planta, y esta construida en chapa de acero galvanizado (0,5mm) y una parte intermediaria de espuma extinguible modelo FAYMO–M. Además es desmontable tipo sandwich

(Figura III.4). El material que compone la cámara posee unas

especificaciones técnicas que reducen las pérdidas de temperatura de su interior (máximo de 1,7kW).

Figura III.4. Cámara termostatizada.

130

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

A continuación se detallan los demás componentes de la cámara termostatizada:

›

Sistema de calefacción: la temperatura se controló mediante 3 paneles de convección

eléctricos S&P, modelo PC-2000N, con una potencia de 2000W cada uno. El control de la temperatura se realizó con un medidor termo-digital modelo TFFI.

›

Sistemas de detección de gases explosivos: el sistema está dotado de un detector infrarrojo

específico para mezclas explosivas modelo DRAGGER POLYTRON II-EX. También está dotado de un sistema de alarma que contiene un sensor acústico tipo bocina y otro sensor tipo visual (luz de gálibo giratoria). Además, la instalación eléctrica original ha sido sustituida por una instalación eléctrica que cumple con normas de seguridad (IP67) válida para ambientes explosivos.

›

Sistema de evacuación de los gases explosivos: este sistema está dotado de un ciclón de

extracción de gases, optimizado para el límite inferior de inflamabilidad del gas hidrógeno. El sistema de alarma acústica se activa con un umbral del 10% del límite, y el sistema de evacuación de gases con un umbral del 20% del límite de inflamabilidad del gas.

›

Sistema de homogeneización de la temperatura: para la homogeneización de la temperatura en

el interior de la cámara se utilizó un ventilador industrial modelo S&P TURBO 3000 programado para funcionar en ciclos de cuatro minutos de operación y uno de reposo.

La Figura III.5 muestra los mencionados componentes de la cámara termostatizada: el sistema de calefacción, los sistemas de detección y evacuación de los gases explosivos y el sistema de homogeneización de la temperatura.

131

Optimización del proceso SEBAC

a)

b)

c)

d)

e)

f)

Figura III.5.

Componentes de la cámara termostatizada: (a) calefactores murales; (b) detector de mezclas explosivas; (c) alarma acústica y visual; d) ciclón para la extracción de gases; e) ventilador industrial; f) válvula para la salida de gases.

132

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

3.3. Selección de los residuos

En los diferentes ensayos realizados con reactores tipo SEBAC, se utilizaron diversos residuos orgánicos: A- Residuos Sólidos Urbanos: ¸

Residuo orgánico fresco de restaurante: residuo sólido urbano seleccionado procedente del

restaurante de la Facultad de Ciencias del Mar y Ambientales (CASEM) de la Universidad de Cádiz, denominado residuo orgánico fresco (ROF) (Figura III.6a). ¸

Residuo sólido urbano artificial: el residuo orgánico artificial fue elaborado a partir de una mezcla

de distintos alimentos orgánicos frescos (ROF_A), según Martín et al. (1999)

(Figura III.6b). La

composición de dicho residuo se encuentra detallada en el apartado 3.2 del Capítulo II. ¸ Residuo sólido urbano proveniente de planta de Tratamiento de RSU: la fracción orgánica del residuo sólido urbano seleccionado en origen (FORSU) procede de la Planta de Tratamiento “Las Calandrias” ubicada en la ciudad de Jerez de la Frontera (Cádiz), más concretamente de la salida del tromel (30 mm) de reciclaje (Figura III.6c). Estos residuos han sido caracterizados y los valores de los principales parámetros físico-químicos se han expuesto en el Capítulo II de esta Memoria.

a)

Figura III.6.

b)

c)

Residuos sólidos urbanos seleccionados para los ensayos con los reactores tipo SEBAC: a) residuo orgánico fresco del restaurante universitario (ROF); b) fracción orgánica del residuo sólido urbano procedente de la planta de tratamiento de RSU (FORSU).

133

Optimización del proceso SEBAC

B- Fuentes de inóculo:

¸ Purines de cerdo (PURÍN): se han utilizado purines de cerdo no digeridos (Figura III.7a). El PURÍN procede de una instalación agrícola ubicada en la ciudad de El Puerto de Santa Maria (Cádiz).

¸ Lodos de EDAR digeridos (LODO): procede de la EDAR Guadalete de Jerez de la Frontera (Cádiz), concretamente de la corriente de recirculación de los digestores anaerobios, en los que se lleva a cabo la digestión anaerobia mesofílica de los mismos (Figura III.7b).

a)

Figura III.7.

b)

Fuentes de inóculo seleccionados para los ensayos con los reactores tipo SEBAC: a) purines de cerdo (PURÍN); b) lodo digeridos en condiciones mesofílicas (LODO).

Las características físico-químicas de los residuos utilizados como fuente de inóculo en los experimentos SEBAC se detallan en el apartado 4.2 del Capítulo II de esta Memoria.

134

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

C- Agentes estructurantes: Con el objetivo de estudiar el efecto de la consistencia del residuo fresco en los ensayos realizados se han utilizado dos tipos de agentes estructurantes orgánicos (Figura III.8): ¸ Residuo de jardín (RJ): procedente del corte de césped de los jardines del CASEM de la Universidad de Cádiz (Cádiz).

¸ Cáscara de arroz (CA): procedente de una pequeña propiedad agrícola ubicada en El Puerto de Santa Maria (Cádiz).

a)

Figura III.8.

b)

Residuos orgánicos utilizados como agentes estructurantes: a) residuo de jardín (RJ); b) cáscara de arroz (CA).

3.4. Pretratamiento de acondicionamiento de los residuos sólidos urbanos

El pretratamiento de acondicionamiento de las muestras de ROF, ROF_A consistió en el secado, homogeneización y reducción del tamaño de partícula, y para la FORSU secado y homogeneización, como se describe en detalle en el apartado de Material y Métodos del Capítulo II. En el presente estudio no se han realizado operaciones de pretratamiento o acondicionamiento para las dos fuentes de inóculo seleccionadas: LODO y PURIN, ni para los agentes estructurantes. 135

Optimización del proceso SEBAC

3.5. Condiciones de operación y determinaciones analíticas

Las muestras sólidas iniciales de cada residuo utilizado como materia prima en los experimentos (ROF, ROF_A, FORSU, PURÍN y LODO) fueron caracterizadas en cuanto a su densidad, contenido en humedad, ST, SV, SFT, STS, SVS, SFS, DQO, N-total, N-NH4, pH y alcalinidad. En algunos casos se ha analizado, además, el carbono orgánico disuelto (COD) y la acidez total. Los análisis fueron realizados al inicio y al final de cada ensayo.

Todas las determinaciones analíticas se realizaron siguiendo los procedimientos de los Métodos Normalizados (APHA, 1989) y han sido descritas en el apartado 3.2. del Capítulo II de la presente memoria.

Para alimentar diariamente los reactores y realizar la toma de muestras, se adoptó la siguiente sistemática: inicialmente, el lixiviado generado del reactor A con residuo fresco (ROF) es retirado del reactor por medio de una bomba peristáltica (una cantidad de 10 mL de muestra es destinada a análisis). A continuación, una cantidad equivalente se retira del reactor B, también reservando una cantidad de 10 mL para los análisis. De esta forma, se recircula entre los reactores la misma cantidad de alimentación y efluente, manteniendo el volumen ocupado de cada unidad.

A continuación, se determina la cantidad de biogás producido y se procede al análisis de su composición. El volumen de biogás fue cuantificado usando un medidor de flujo modelo CALI 5 BONDTM (Trallero and Schlee S.A) que se acopla a la salida de las bolsas Tedlar de recogida de biogás y su composición se determina a través de un Metanímetro, modelo GAS ANALYSER 94 A (Geotechnical

Instruments,

UK),

que

es

capaz

de

cuantificar

los

porcentajes

de

CH4, CO2, O2, N2 y H2.

El seguimiento y control del proceso de biodegradación del ROF se realizó a diario a partir del biogás generado, y del análisis (cada 2-3 días) de los parámetros físico-químicos más significativos de los lixiviados.

Un esquema resumen de las condiciones operativas de los procesos estudiados se presenta, en la Tabla III.1.

136

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

Tabla III.1. Esquema general de los sistemas SEBAC estudiados.

Denominación SEBAC

Composición REACTOR A

REACTOR B

SEBAC 1

4 capas ROF + 4 capas PURINES

LODO

SEBAC 2

3 capas ROF + 3 capas PURINES

LODO

SEBAC 3

2 capas ROF + 2 capas PURINES

LODO

SEBAC 4

1 capa ROF

LODO

SEBAC 5

1 capa ROF

REACTOR (A) SEBAC 3

SEBAC 6

1 capa (50% ROF + 35%RJ + 15% CA)

LODO

SEBAC 7

1 capa (50% ROF + 15%RJ + 35% CA)

LODO

2 capas (ROF + 15%CA)

LODO

SEBAC 8

+ 2 capas (PURINES + 15%CA) SEBAC 9

2 capas (ROF + 15%CA)

LODO

+ 2 capas (PURINES + 15%CA) SEBAC 10

2 capas (ROF_A + 15%CA)

LODO

+ 2 capas (PURINES + 15%CA) SEBAC 11

2 capas (FORSU + 15%CA) + 2 capas (PURINES + 15%CA)

137

LODO

Optimización del proceso SEBAC

4. RESULTADOS y DISCUSIÓN En el presente capítulo se exponen y discuten los resultados más relevantes obtenidos en el desarrollo de esta etapa experimental. Estos resultados permitirán establecer un protocolo de puesta en marcha de reactores de digestión anaerobia seca tipo SEBAC en condiciones termofílicas. 4.1. Arranque, puesta a punto y estabilización del sistema SEBAC

4.1.1. Efecto de la disposición de residuo fresco y residuo digerido en capas

Para llevar a cabo este estudio se diseñaron 4 experimentos utilizando dos tipos de residuos (ROF y PURÍN) como alimentación del reactor A. El reactor B se llenó, en todos los casos, con LODO, que constituye el inóculo del proceso.

Se seleccionaron las siguientes condiciones de operación para la realización de los ensayos SEBAC: contenido en sólidos totales del 30% y temperatura termofílica. Una descripción detallada de los mismos se recoge en la Tabla III.2.

Tabla III. 2. Composición de los reactores A y B en los sistemas SEBAC 1, 2, 3 y 4.

Parámetros

SEBAC 1

SEBAC 2

SEBAC

SEBAC 3

SEBAC 4

SEBAC

REACTOR A (ROF/PURIN)

REACTOR A (ROF/PURIN)

REACTOR B (LODO)

REACTOR A (ROF/PURIN)

REACTOR A (ROF)

REACTOR B (LODO)

1y2

3y4

Numero de capas ROF PURÍN LODO Peso por capa (kg) ROF PURÍN LODO Peso total residuo (kg)

4 4 0

3 3 0

0 0 1

2 2 0

1 0 0

0 0 1

1,0 2,0 0,0 12,0

1,5 3,0 0,0 13,5

0 0 19,0 19,0

1,7 3,5 0,0 10,4

4,5 0,0 0,0 4,5

0,0 0,0 19,0 19,0

Volumen de agua destilada (L)

6,0

4,5

0

4,7

6,0

0

Peso total (kg)

18,0

18,0

19,0

15,1

10,5

19,0

138

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

¾ SEBAC 1: sistema dotado de un reactor A compuesto por ROF y PURÍN en capas capas de ROF: 1,0 kg de peso seco y 4 capas de PURINES: 2,0 kg).

(4

¾ SEBAC 2: sistema conformado por un reactor A con ROF y PURÍN en capas capas de ROF de 1,5 kg de peso seco, y 3 capas de PURINES de 3,0 kg).

(3

Ambos reactores A (SEBAC 1 y 2) fueron alimentados por el reactor B con LODO como fuente de inóculo.

¾ SEBAC 3: sistema compuesto por un reactor A (2 capas de ROF de 1,7 kg cada una y 2 capas de PURÍN de 3,5 kg cada una). El ROF y los PURÍN se dispusieron en capas más largas que en los sistemas anteriores con el objetivo de favorecer la percolación de la alimentación; ¾ SEBAC 4: sistema compuesto por un reactor A con ROF (4,45 kg de peso seco), sin capas con objeto de establecer las correspondientes comparaciones operativas con el sistema anterior. Ambos reactores A (SEBAC 3 y 4) fueron alimentados por el reactor B con LODO. En este apartado se estudia la influencia del efecto del número de capas del reactor A sobre el funcionamiento, incluyendo tanto la etapa de arranque como de estabilización de los reactores biológicos anaerobios tipo SEBAC a escala de laboratorio. Las características físico-químicas de los residuos utilizados como materias primas en los experimentos SEBAC se detallan en el apartado de Resultados y Discusión del Capítulo II.

En la Tabla III.3 se presentan las características físico-químicas del lixiviado inicial de cada SEBAC.

Todos los lixiviados de los reactores A presentaron un alto porcentaje de materia orgánica, y consecuentemente de sólidos volátiles (valor medio de 83,7%) respecto de los sólidos totales. El LODO se caracterizó por un alto porcentaje de materia orgánica, con un porcentaje de sólidos volátiles medio de 72,7% respecto de los sólidos totales.

Los reactores A presentaron una cantidad inicial de nitrógeno total medio de 25,9 g/L, lo cuál implicó un lixiviado inicial con una alta concentración de N-NH4 (del orden de 1,17 g/L). Estos valores son concordantes con los valores publicados por Ghosh et al., 1997.

139

Optimización del proceso SEBAC

La razón C/N idónea para el proceso se sitúa en el rango entre 25 y 35 según Bhoyard et al. (1979) pues los microorganismos, en general, utilizan en su metabolismo 25-35 partes de carbono por cada parte de nitrógeno, aproximadamente. En el presente estudio, los reactores A del SEBAC 1, 2, 3 y 4 presentaron valores iniciales de C/N de 19,1; 20,6; 17,5; 17,2 debido a los altos niveles de nitrógeno total presentes en los residuos.

Tabla III.3. Características físico-químicas del lixiviado inicial de cada SEBAC (1, 2, 3 y 4).

Valores Iniciales Parámetros Analíticos

SEBAC 1

SEBAC 2

SEBAC 1 y 2

SEBAC 3

SEBAC 4

SEBAC 3 y 4

REACTOR A

REACTOR B (LODO)

REACTOR A

(ROF/PURIN)

REACTOR A (ROF/PURIN)

(ROF/PURIN)

REACTOR A (ROF)

REACTOR B (LODO)

1013,00 78,84 96,55 3,45 34,50 27,20 7,30

1010,00 93,59 96,88 3,12 31,20 29,20 2,00

1025,00 78,70 98,84 1,16 21,60 17,00 4,60

1020,00 84,41 98,14 1,86 18,60 15,70 2,90

1015,00 77,25 97,67 2,33 23,30 18,00 5,30

1025,00 66,79 97,80 2,20 22,00 14,69 7,31

STS (g/L) SVS (g/L) SFS (g/L) pH

12,40 9,60 2,80 6,80

11,40 9,40 2,00 7,02

20,90 19,23 1,67 8,20

15,60 13,50 2,10 5,71

11,60 7,00 4,60 4,30

17,92 14,69 3,23 8,26

Alcalinidad (gCaCO3/L) Acidez Total (g AcH/L) N-NH4 (g/L) N-total (g/kg) COD (g/L) Carbono (%) (Materia orgánica) C:N (Materia orgánica)

0,82 0,68 1,15 23,9 51,2 45,7

0,65 0,58 1,38 24,9 54,1 54,3

0,79 2,67 1,99 25,9 36,7 45,6

0,60 0,45 0,99 26,9 69,5 49,0

0,26 0,56 1,15 27,9 50,4 44,8

0,83 2,57 1,76 28,9 33,1 38,7

19,1

20,6

12,8

17,5

17,2

11,1

Densidad (kg/m3) Materia Orgánica (%) Humedad (%) Sólidos (%) ST (g/kg) SV (g/kg) SFT (g/kg)

La sistemática de operación del proceso SEBAC requiere la transferencia de lixiviados entre los dos reactores implicados. La cantidad de lixiviado traspasado diariamente de un reactor a otro, según la literatura (Lai et al., 2001), debe oscilar entre el 5 y 10% del volumen inicial del residuo a digerir (reactor A conformado por ROF y PURÍN en capas). Por tanto, el reactor A es el que determina el volumen de lixiviado a intercambiar convirtiéndose, de esta forma, en el reactor que controla la etapa de arranque.

140

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

En el presente estudio, la cantidad de lixiviado a transferir fue calculada teóricamente a partir de la cantidad inicial de residuo total a digerir (entre un 5 y 10%) en cada uno de los reactores A, de acuerdo con las estimaciones bibliográficas citadas anteriormente. Los resultados obtenidos para los diferentes ensayos realizados (SEBAC 1, 2, 3 y 4) fueron: 900 y 1800 mL/día; 900 y 1800 mL/día; 755 y 1510 mL/día y 525 y 1050 mL/día, respectivamente.

En las Tablas III.4 y III.5 se muestran los datos de la cantidad de lixiviado obtenido realmente en cada reactor y la cantidad intercambiada en el reactor A ó B, respectivamente.

Tabla III.4. Cantidad de lixiviado traspasado diariamente entre los reactores A y B (SEBAC 1 y 2).

Día

SEBAC 1 reactor A Lixiviado Alimentación (mL) (mL)

Lixiviado traspasado SEBAC 2 reactor A Lixiviado Alimentación (mL) (mL)

SEBAC 1 y 2 reactor B Efluente Alimentación (mL) (mL)

0 1 2 3 4 5 6 7 10 11 12 13 15 17 18 19 20

0 50 0 0 70 0 35 0 0 30 30 0 0 0 20 0 0

900 50 0 600 70 600 35 0 0 30 30 0 0 600 20 0 0

0 30 20 70 0 100 80 80 0 80 0 80 0 0 35 0 0

900 675 20 70 675 100 80 80 675 80 675 80 0 0 35 0 0

1800 725 20 670 745 700 115 80 675 110 705 80 0 600 55 0 0

0 80 20 70 70 100 115 80 0 110 30 80 0 0 55 0 0

TOTAL

235

2935

575

4145

7080

810

141

Optimización del proceso SEBAC

Tabla III.5. Cantidad de lixiviado traspasado diariamente entre los reactores A y B en los sistemas SEBAC 3 y 4.

Día

0 1 2 3 4 5 6 7 10 11 12 13 15 17 18 19 20 21 24 25 26 28 32 34 35 38 39 40 41 42 45 46 47 48 49 52 54 55 56 59 60 64 69 70 71 72 73 74 75 TOTAL

SEBAC 3 reactor A Lixiviado Alimentación (mL) (mL) 0 300 200 800 700 700 800 980 700 600 520 500 625 500 600 300 340 600 244 300 310 300 230 700 800 600 900 920 700 800 700 800 400 300 298 840 790 130 200 242 700 380 350 410 300 250 180 200 200 24851

755 300 200 800 700 700 800 980 700 600 520 500 625 500 600 300 340 600 244 300 310 300 230 700 800 600 900 920 700 800 700 800 400 300 298 840 790 130 200 242 700 380 350 410 300 250 180 200 0 25406

Lixiviado traspasado SEBAC 4 reactor A Lixiviado Alimentación (mL) (mL) 0 125 173 200 200 173 242 200 242 270 180 240 189 154 139 130 130 168 120 130 170 164 160 142 156 146 140 140 160 152 128 160 136 138 105 40 40 90 250 166 160 200 150 150 100 150 130 150 100 7930

142

525 125 173 200 200 173 242 200 242 270 180 240 189 154 139 130 130 168 120 130 170 164 160 142 156 146 140 140 160 152 128 160 136 138 105 40 40 90 250 166 160 200 150 150 100 150 130 150 0 8355

SEBAC 3 y 4 reactor B Efluente Alimentación (mL) (mL) 1280 425 373 1000 900 873 1042 1180 942 870 700 740 814 654 739 430 470 768 364 430 480 464 390 842 956 746 1040 1060 860 952 828 960 536 438 403 880 830 220 450 408 860 580 500 560 400 400 310 350 0 33761

0 425 373 1000 900 873 1042 1180 942 870 700 740 814 654 739 430 470 768 364 430 480 464 390 842 956 746 1040 1060 860 952 828 960 536 438 403 880 830 220 450 408 860 580 500 560 400 400 310 350 300 32781

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

A- Resultados de los SEBAC 1 y 2:

Los reactores A (ROF/PURINES) de los SEBAC 1 y 2 no generaron las cantidades de lixiviado previstas teóricamente, impidiendo el desarrollo del proceso SEBAC. Así, al persistir la falta de generación de lixiviado en los reactores A, no fue posible intercambiar la cantidad de efluente necesaria para alimentar el reactor B, por lo que tras 20 días de operación, sin que se observarse actividad degradativa en los reactores, se procedió a desmantelarlos. Aunque los fallos ocurrieron en ambos reactores A de los SEBAC 1 y 2, fueron más acusados en el reactor A del SEBAC 1, que es el que contenía un mayor número de capas. Cabe mencionar que en este reactor la percolación del lodo digerido transferido desde el reactor B fue prácticamente nula desde el primer momento, no generando lixiviado e inundándose el reactor.

En este sentido, los fallos operativos acontecidos en estos experimentos podrían estar relacionados con la observada compactación del residuo en el interior del equipo lo que impidió el intercambio regular de lixiviados entre los reactores. Estos resultados pueden ser indicativos de que la distribución de los residuos dispuestos en finas capas actúa como una barrera que impide la percolación y dificulta la actividad microbiana.

B- Resultados de los SEBAC 3 y 4:

En el caso del SEBAC 3 y 4, en general, la interconexión entre los reactores A y el reactor con LODO se mantuvo hasta observar la estabilización del proceso de degradación, no presentando problemas de percolación como los observados en los sistemas previamente descritos.

Los principales parámetros de caracterización de los lixiviados obtenidos de los reactores A y B de los SEBAC 3 y 4 se representan en la Tabla III.6.

143

Optimización del proceso SEBAC

Tabla III.6. (a) Evolución de los principales parámetros de caracterización del efluente del reactor A (SEBAC 3). Reactor A - SEBAC 3 día 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 24 25 26 27 28 31 32 33 34 37 38 39 40 41 44 45 46 47 48 49 52 53 54 55 56 59 60 61 64 66 67 68 69 70 73 74 75

STS

SVS

COD

Alcalinidad

(g/L)

(g/L)

(g/L)

(mg/L)

15,6 17,4 16,7 20,0 25,5 24,4 22,9 23,2 26,3 27,5 27,3 27,6 20,0 22,7 25,3 22,1 18,9 17,4 18,9 17,4 21,1 16,4 16,6 15,7 15,5 15,0 14,2 14,2 13,7 12,8 12,8 12,6 12,3 11,9 12,1 11,8 10,6 9,0 8,6 7,6 7,3 6,4 6,2 6,2 5,9 8,6 9,2 8,8 8,4 7,1 6,2 5,2 5,0 4,4 4,2 4,7 4,6 4,6 4,4

13,5 15,3 13,6 17,2 21,5 21,0 18,5 19,2 21,3 23,3 23,2 25,0 20,0 20,6 21,3 18,2 15,1 13,6 15,1 14,2 19,1 15,6 13,1 14,3 11,7 12,2 13,8 13,4 13,2 12,4 12,7 11,6 11,9 11,6 9,6 10,8 9,8 8,3 7,9 7,0 6,7 5,9 5,7 5,7 5,4 7,9 8,5 8,1 7,7 6,5 5,7 4,8 4,6 4,1 3,9 4,4 4,2 4,3 4,1

69,5 67,7 66,2 62,0 56,8 56,8 59,5 57,9 57,4 55,3 53,9 53,2 52,5 52,1 52,2 52,2 52,3 52,3 51,9 51,6 51,3 51,0 50,9 51,2 51,4 51,5 52,3 52,1 50,5 48,9 45,6 45,4 46,6 47,8 43,7 44,5 43,2 41,3 39,5 41,0 42,0 42,1 42,2 42,3 42,6 42,9 43,6 43,4 43,2 42,4 42,4 42,4 41,9 39,4 39,5 37,6 35,7 34,7 34,7

604,0 830,0 1023,0 1238,0 1189,5 1151,5 1086,0 1036,5 1038,5 1040,5 1019,5 1009,5 968,0 940,3 912,5 913,8 915,0 893,0 897,0 881,0 880,3 879,5 829,0 829,0 834,0 840,5 828,5 830,0 829,5 846,5 876,0 856,5 833,5 821,0 753,0 827,5 820,0 810,5 786,5 811,5 850,5 848,0 886,0 877,5 863,3 856,1 849,0 888,0 849,0 894,5 940,0 894,5 849,0 845,0 844,5 828,5 833,0 799,0 815,0

144

pH

Amonio (mg/L)

5,7 6,1 7,5 7,8 7,6 7,1 6,7 6,7 6,8 7,0 7,0 6,9 6,8 6,7 6,6 6,7 6,7 6,6 6,7 6,7 6,7 6,7 6,8 6,8 6,9 6,9 7,0 7,1 7,2 7,4 7,9 8,0 8,1 8,2 8,3 8,4 8,5 8,5 8,5 8,5 8,6 8,5 8,5 8,6 8,5 8,6 8,7 8,6 8,6 8,6 8,6 8,6 8,7 8,7 8,7 8,6 8,6 8,6 8,6

991,2 991,2 1360,8 1456,0 1484,0 1512,0 1680,0 1736,0 1736,0 1960,0 2128,0 2072,0 2184,0 2184,0 2240,0 2296,0 2296,0 2296,0 2352,0 2408,0 2436,0 2464,0 2464,0 2576,0 2576,0 2464,0 2520,0 2576,0 2576,0 2520,0 2520,0 2632,0 2688,0 2800,0 2856,0 2856,0 2856,0 2912,0 2968,0 2968,0 2968,0 2912,0 2912,0 2912,0 2912,0 2912,0 2968,0 2856,0 2968,0 2856,0 3080,0 3024,0 2968,0 3024,0 3080,0 3080,0 3024,0 3001,6 3136,0

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

Tabla III.6. (b) Evolución de los principales parámetros de caracterización del efluente del reactor A (SEBAC 4). Reactor A - SEBAC 4 día 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 24 25 26 27 28 31 32 33 34 37 38 39 40 41 44 45 46 47 48 49 52 53 54 55 56 59 60 61 64 66 67 68 69 70 73 74 75

STS

SVS

COD

Alcalinidad

(g/L)

(g/L)

(g/L)

(mg/L)

11,6 11,7 17,1 17,4 18,6 20,4 19,0 18,8 16,6 15,5 15,0 14,0 14,4 13,0 12,0 11,5 11,3 11,0 10,9 10,7 10,6 10,0 9,8 9,7 9,7 9,6 9,5 9,0 9,5 9,8 9,5 9,0 9,4 9,3 8,9 9,3 8,9 8,0 8,5 8,0 8,7 8,9 8,7 8,6 8,3 7,7 7,9 7,7 7,3 7,5 6,8 6,3 6,8 6,3 6,8 6,3 7,6 7,0 7,0

7,0 8,2 11,6 11,5 12,8 13,3 12,9 12,5 12,0 11,9 11,5 11,3 10,5 10,0 10,3 9,0 9,5 9,0 8,9 8,8 7,0 7,5 7,0 7,3 7,0 6,9 6,5 6,6 6,0 6,9 6,8 6,9 6,6 6,3 6,1 6,0 5,9 5,7 5,7 5,0 6,0 5,7 5,5 5,6 6,0 6,3 5,7 5,7 5,0 6,0 5,7 5,3 5,0 4,9 4,8 5,0 5,1 4,9 4,8

50,4 52,7 53,0 55,1 54,2 53,8 51,9 51,2 51,5 51,1 49,9 46,0 44,4 44,4 44,3 43,0 43,2 41,1 40,1 43,5 42,1 41,9 44,2 44,2 43,8 44,6 43,9 43,7 48,9 49,3 48,7 49,1 49,6 50,1 50,2 48,4 48,3 47,5 46,8 47,8 47,8 44,1 45,2 47,2 44,9 43,9 42,6 41,2 42,2 39,9 39,2 37,3 40,7 33,2 34,4 32,8 32,2 33,0 32,5

261,0 262,5 262,5 270,0 276,0 284,3 283,5 288,0 285,8 263,6 271,5 294,8 270,0 264,8 274,5 284,3 336,4 328,5 307,5 296,3 312,8 324,0 350,3 348,0 348,0 344,3 351,8 369,0 362,3 369,0 379,5 391,5 419,3 445,5 446,3 435,0 464,3 451,5 426,8 433,5 572,3 441,0 499,5 437,3 436,9 466,5 436,1 435,8 420,0 425,3 444,4 463,5 481,5 499,5 495,0 487,5 492,8 480,0 472,5

145

pH

Amonio (mg/L)

4,3 4,4 4,4 4,7 4,8 4,9 4,8 4,8 4,7 4,7 4,6 4,6 4,6 4,6 4,7 4,7 4,7 4,7 4,9 4,9 4,9 4,9 5,0 5,0 5,0 5,0 5,1 5,1 5,1 5,1 5,2 5,2 5,2 5,3 5,2 5,6 5,7 5,6 5,6 5,5 5,5 5,5 5,5 5,5 5,5 5,5 5,5 5,5 5,6 5,7 5,8 5,9 5,8 5,7 5,7 5,8 5,8 5,7 5,8

1153,0 1321,6 1394,4 1456,0 1456,0 1288,0 1176,0 1120,0 1120,0 1232,0 1344,0 1288,0 1176,0 1288,0 1176,0 1008,0 1052,8 1036,0 1064,0 1232,0 1232,0 1176,0 1288,0 1232,0 1232,0 1232,0 1176,0 1176,0 1232,0 1176,0 1176,0 1176,0 1176,0 1176,0 1064,0 1120,0 1288,0 1288,0 1288,0 1288,0 1232,0 1232,0 1232,0 1232,0 1232,0 1176,0 1232,0 1400,0 1232,0 1400,0 1232,0 1232,0 1232,0 1232,0 1232,0 1232,0 1176,0 1232,0 1232,0

Optimización del proceso SEBAC

Tabla III.6. (c) Evolución de los principales parámetros de caracterización del efluente del reactor B -SEBAC 3 y 4. Reactor B - SEBAC 3 y 4 día 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 24 25 26 27 28 31 32 33 34 37 38 39 40 41 44 45 46 47 48 49 52 53 54 55 56 59 60 61 64 66 67 68 69 70 73 74 75

STS

SVS

COD

Alcalinidad

(g/L)

(g/L)

(g/L)

(mg/L)

17,9 19,4 19,4 19,3 20,2 21,3 17,9 18,6 18,0 18,0 16,8 16,6 16,2 16,1 15,4 14,6 15,6 14,6 16,1 15,5 16,0 13,4 12,9 12,3 10,6 10,1 9,5 9,5 9,0 8,4 7,8 7,8 7,3 6,3 6,2 5,6 5,0 4,5 5,0 5,3 5,6 5,9 6,2 4,1 7,1 4,5 4,1 5,8 7,5 4,9 4,2 4,4 5,2 4,1 5,2 4,5 5,2 4,8 5,2

14,7 15,9 15,9 15,9 16,5 17,4 14,7 15,2 14,8 14,7 13,8 13,6 13,3 13,2 12,6 12,0 12,8 11,9 13,2 12,7 13,1 11,0 10,6 10,1 8,7 8,3 7,8 7,8 7,3 6,9 6,4 6,4 6,0 5,2 5,1 4,6 4,1 3,7 4,1 4,4 4,6 5,4 5,6 3,8 6,5 4,1 3,8 5,3 6,9 4,4 3,9 4,0 4,7 3,7 4,7 4,1 4,8 4,3 4,7

33,1 34,0 37,0 37,9 36,1 35,8 32,4 33,4 30,9 30,8 28,0 28,6 27,2 27,4 25,3 25,1 25,0 25,1 23,4 23,6 22,0 20,8 21,6 22,3 22,9 21,0 20,8 21,4 21,4 21,4 21,3 20,8 22,0 23,7 23,2 21,3 18,7 19,4 16,2 14,0 13,8 13,9 13,5 12,0 11,5 11,8 11,2 11,9 11,2 11,6 11,6 11,0 11,0 11,2 10,9 11,3 11,6 11,5 11,3

831,0 873,0 801,5 766,0 852,0 875,5 879,0 914,5 934,5 954,5 984,5 918,0 935,5 989,5 1043,5 1028,5 1013,5 1026,0 1069,5 1038,5 963,3 888,0 1010,5 1010,5 1076,0 954,5 992,0 975,0 1004,0 995,0 904,5 840,5 941,0 906,5 895,0 940,0 805,0 807,0 809,0 791,5 843,0 846,5 852,5 858,5 849,8 845,4 841,0 915,0 890,5 892,5 894,5 895,8 897,0 895,0 890,0 859,0 890,0 895,0 930,0

146

pH

Amonio (mg/L)

8,3 7,9 8,1 8,0 8,0 7,9 8,0 8,3 8,4 8,4 8,4 8,3 8,3 8,4 8,6 8,5 8,5 8,5 8,5 8,4 8,5 8,6 8,4 8,4 8,4 8,4 8,5 8,4 8,4 8,4 8,5 8,5 8,3 8,4 8,5 8,6 8,6 8,6 8,5 8,6 8,6 8,5 8,5 8,5 8,5 8,6 8,5 8,5 8,5 8,8 8,6 8,3 8,4 8,5 8,3 8,3 8,4 8,4 8,4

1764,0 2234,4 2240,0 2576,0 2576,0 2548,0 2576,0 2464,0 2408,0 2352,0 2352,0 2408,0 2352,0 2380,0 2408,0 2380,0 2352,0 2352,0 2408,0 2408,0 2268,0 2408,0 2380,0 2464,0 2464,0 2464,0 2632,0 2688,0 2688,0 2744,0 2856,0 3192,0 3136,0 3136,0 3024,0 2912,0 2968,0 2968,0 2856,0 2912,0 2800,0 2800,0 2800,0 2688,0 2800,0 2632,0 2520,0 2632,0 2520,0 2464,0 2520,0 2576,0 2632,0 2688,0 2632,0 2576,0 2688,0 2632,0 2566,0

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

En la Figura III.9 se presentan los porcentajes de eliminación del carbono orgánico disuelto en los reactores A y B de los sistemas SEBAC 3 y 4.

SEBAC 3- reactor A

% Eliminación

80

%ELIMCOD

60 40 20 0 0

10

15

20

25

30

35 40 45 Tiempo (días)

50

55

60

65

70

75

25

30

35 40 45 Tiempo (días)

50

55

60

65

70

75

25

30

35 40 45 Tiempo (días)

50

55

60

65

70

75

SEBAC 4- reactor A

80 % Eliminación

5

60 40 20 0 0

10

15

20

SEBAC 3 y 4 - reactor B

80 % Eliminación

5

60 40 20 0 0

5

10

15

20

Figura III.9. Evolución temporal del porcentaje de eliminación del carbono orgánico disuelto en los reactores A y B de los sistemas SEBAC 3 y 4.

147

Optimización del proceso SEBAC

Dado el carácter heterogéneo del contenido de los reactores A de ambos ensayos y teniendo en cuenta que no se dispone de datos relativos a la variación de los parámetros físicos-químicos en el interior del mismo, se supondrá que el lixiviado generado es representativo del sistema. Así, los valores de eliminación de materia orgánica que se presentan están referidos a los valores alcanzados en el lixiviado generado inicialmente.

El reactor con capas ROF/PURINES del SEBAC 3 presentó un óptimo arranque y operación hasta alcanzar la estabilización del proceso. Así, se observan elevados porcentajes de eliminación de materia orgánica (expresada como carbono orgánico disuelto) que alcanzan valores aproximados de 50,1% en 75 días de operación. Sin embargo, para el reactor A de SEBAC 4, conformado por una única capa de ROF, el porcentaje de eliminación de materia orgánica del reactor ROF del SEBAC 4 fue bastante inferior, del orden de 35,5% de eliminación de materia orgánica.

Otros parámetros relevantes para el control y seguimiento se recogen en la Figura III.10.

Durante los primeros 3 días de funcionamiento del reactor A del SEBAC 3 se observa un acusado aumento del pH y de la alcalinidad del reactor debido al aumento en la concentración de amonio en el medio, como consecuencia de la mineralización del nitrógeno (proteínas, aminoácidos) característico de la primera fase de la digestión anaerobia (fase de hidrólisis). Sin embargo, a continuación se produce un descenso en los valores de ambos parámetros relacionados con la actividad acidogénica del sistema. Finalmente, a partir del día 38 del ensayo, el pH se sitúa por encima de 8 y la alcalinidad se mantiene sobre 800 mg/L que pueden considerarse valores idóneos para el funcionamiento del proceso de digestión anaerobia termofílica.

En el caso del reactor A del SEBAC 4, también se observa el mismo fenómeno inicial, pero los valores de pH y alcalinidad alcanzados son mucho menores que en el caso anterior. De hecho el pH no llega a alcanzar la neutralidad en todo el ensayo, y la alcalinidad se sitúa, al final del ensayo, en el torno de los 500 mg/L. Estos resultados son indicativos de que el sistema no llegó a funcionar adecuadamente durante el tiempo de experimentación.

Por su parte, el reactor B de LODO (SEBAC 3 y 4), mantuvo los valores de pH y alcalinidad prácticamente constantes a lo largo de toda la experimentación. Así, al igual que el reactor A del SEBAC 3, el reactor de LODO se caracteriza por mantener durante todo el proceso valores idóneos para el funcionamiento de la digestión anaerobia termofílica: pH en el rango 8,0-8,6 y alcalinidad en el rango 800-1000 mg/L.

148

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

reactor A- SEBAC 3

reactor A- SEBAC 4

reactor B- SEBAC 3 y 4

10

pH

9 8 7 6 5 4

0

5

10

15

20

25

30 35 40 Tiempo (días)

45

50

55

60

65

70

75

N-NH 4 (mg/L)

3500 3000 2500 2000 1500 1000 500

0

5

10

15

20

25

30 35 40 45 Tiempo (días)

50

55

60

65

70

75

30 35 40 45 Tiempo (días)

50

55

60

65

70

75

Alcalinidad (mg/L)

1400 1200 1000 800 600 400 200 0 0

5

10

15

20

25

Figura III.10. Evoluciones temporales de los valores de pH, N-NH4 (mg/L) y alcalinidad (mg/L) de los sistemas SEBAC 3 y 4.

149

Optimización del proceso SEBAC

Finalmente en cuanto al amonio, se observa que existe un aumento progresivo en el reactor A del SEBAC 3 que se estabiliza finalmente en valores superiores a 2500 mgN-NH4/L. En el reactor A del SEBAC 4, los valores alcanzados son muchos menores (se mantiene siempre por debajo de 1500 mgN-NH4/L), debido a la ausencia de purines en la mezcla inicial. Finalmente en el reactor B (LODO) el contenido en amonio aumenta paulatina hasta alcanzar valores de 3000 mg/L al final del ensayo.

Estos resultados contrastan con lo indicado por Obaja et al. (2003) que observaron que concentraciones de N-NH4 superiores a 2000 mgN-NH4/L provocan la inhibición de la actividad microbiológica. Sin embargo, en este ensayo los reactores que han alcanzado mayores niveles de nitrógeno amoniacal (por encima de 3000 mgN-NH4/L) son los que presentan mejor comportamiento, no habiéndose detectado síntomas de inhibición en ningún momento.

En la Tabla III.7 se muestra la evolución de los ácidos grasos volátiles en los SEBAC 3 y 4.

La evolución de la acidez total en el reactor ROF/PURÍN presenta un aumento durante los primeros 10 días y, a continuación, desciende a lo largo de todo el periodo de experimentación, siendo el descenso más acentuado durante la fase inicial del arranque (Figura III.11).

Así, la acidez total pasa de valores superiores a 4000 mg/L a valores inferiores a 500 mg/L, tras 75 días de experimentación. En cuanto a la distribución de estos ácidos, la alta actividad acetogénica y metanogénica, hace que los niveles de propiónico y butírico se mantengan relativamente bajos, siendo el acético el componente mayoritario. Así, el porcentaje de ácido acético en el reactor A del SEBAC 3 y en el reactor de LODO, se mantiene durante todo el proceso por encima del 50% de la acidez total.

150

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

Tabla III.7. Evolución de los principales ácidos grasos volátiles y acidez total de los SEBAC 3 y 4. Reactor A – SEBAC 3 día 0 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 23 24 25 26 27 28 31 32 33 34 37 38 39 40 41 44 45 46 47 48 49 52 53 54 55 56 59 60 61 64 66 67 68 69 70 73 74 75

Ácidos Grasos Volátiles (mg/L) C2 C3 C4 148,3 2,4 49,4 161,7 2,7 53,9 280,7 4,6 93,6 418,0 6,9 126,7 500,0 8,2 166,7 586,0 9,6 146,5 1983,0 32,5 661,0 2554,0 41,9 851,3 2445,0 40,1 611,3 1892,0 31,0 630,7 1535,0 25,2 479,7 1250,0 20,5 416,7 1016,3 16,7 338,8 1845,0 30,2 461,3 1415,4 23,2 471,8 1778,0 29,1 592,7 1223,8 20,1 244,8 1429,0 23,4 476,3 1283,3 21,0 427,8 853,2 14,0 284,4 1233,0 20,2 246,6 1433,0 23,5 477,7 967,5 15,9 322,5 786,2 12,9 262,1 1334,0 21,9 190,6 851,7 14,0 283,9 917,1 15,0 305,7 1424,1 23,3 474,7 886,6 14,5 126,7 823,9 13,5 274,6 492,5 8,1 164,2 505,2 8,3 168,4 776,9 12,7 259,0 374,4 6,1 124,8 517,9 8,5 172,6 395,8 6,5 56,5 1334,0 21,9 222,3 1047,3 17,2 349,1 840,0 13,8 280,0 697,6 11,4 116,3 537,4 8,8 179,1 603,6 9,9 86,2 638,8 10,5 212,9 674,0 11,0 96,3 134,0 2,2 44,7 582,7 9,6 194,2 632,8 10,4 210,9 427,8 7,0 142,6 609,4 10,0 203,1 410,9 6,7 137,0 432,1 7,1 144,0 234,5 3,8 78,2 240,6 3,9 80,2 246,6 4,0 82,2 178,3 2,9 59,4 146,0 2,4 48,7 144,5 2,4 48,2 100,8 1,7 33,6 149,6 2,5 49,9

Reactor A – SEBAC 4 Acidez total (mg/L) 445,0 485,0 842,0 1254,0 1550,0 1758,0 2842,0 3984,0 3456,0 3684,0 3684,0 3750,0 3049,0 4024,5 4246,3 3958,8 3671,3 4286,9 2694,9 2559,6 2424,3 2976,8 2902,5 2358,7 2683,9 2555,0 2751,3 2848,1 2659,9 2471,6 1477,5 1515,6 1553,7 1123,3 1553,7 910,4 2116,1 3141,9 2520,0 1674,3 1612,3 1810,8 1916,4 2022,0 1885,1 1748,2 1898,5 1283,3 1218,9 1232,7 1296,3 703,6 721,7 739,9 534,9 739,9 433,5 302,3 448,8

Ácidos Grasos Volátiles (mg/L) C2 C3 C4 252,8 2,5 84,3 539,5 5,4 179,8 426,0 2,9 95,5 483,4 1,7 57,9 424,5 0,8 25,1 445,7 0,6 20,1 543,3 0,3 8,5 506,9 0,5 17,3 508,6 0,5 17,7 510,7 0,5 18,1 658,6 1,4 47,4 742,6 1,9 64,1 765,2 4,1 137,1 636,9 1,6 52,8 641,2 1,6 53,7 604,5 1,4 45,9 440,2 2,8 94,1 412,3 5,3 176,2 240,1 2,4 80,0 192,6 1,9 64,2 184,6 1,8 61,5 453,2 4,5 151,1 404,4 4,0 134,8 179,7 1,8 59,9 169,8 1,7 56,6 159,8 1,6 53,3 199,6 2,0 66,5 476,4 4,8 158,8 180,9 1,8 60,3 196,5 2,0 65,5 242,0 2,4 80,7 163,5 1,6 54,5 550,1 5,5 183,4 215,6 2,2 71,9 366,8 3,7 122,3 238,5 2,4 79,5 142,2 1,4 47,4 175,0 1,8 58,3 73,0 0,7 24,3 123,3 1,2 41,1 136,1 1,4 45,4 149,7 1,5 49,9 163,8 1,6 54,6 149,8 1,5 49,9 157,7 1,6 52,6 220,3 2,2 73,4 149,8 1,5 49,9 100,0 1,0 33,3 96,9 1,0 32,3 98,0 1,0 32,7 115,0 1,1 38,3 100,0 1,0 33,3 97,0 1,0 32,3 89,2 0,9 29,7 80,0 0,8 26,7 75,0 0,8 25,0 72,2 0,7 24,1 80,3 0,8 26,8 80,0 0,8 26,7

151

Reactor B – SEBAC 3 y 4 Acidez total (mg/L) 559,0 609,0 746,0 912,0 801,0 841,0 1025,0 1207,0 1211,0 1216,0 1568,0 1768,0 1822,0 1633,0 1644,0 1550,0 1128,8 1057,1 960,4 770,5 738,4 906,3 808,8 719,0 679,0 639,1 798,5 952,8 723,5 786,1 968,0 654,0 1100,3 862,2 1100,3 954,1 568,9 700,1 292,1 493,3 544,3 598,8 655,2 599,3 630,9 881,2 599,3 400,0 387,6 392,1 459,8 400,0 388,0 356,9 320,0 300,0 288,9 321,0 320,0

Ácidos Grasos Volátiles (mg/L) C2 C3 C4 1856,0 31,4 87,4 1951,0 24,0 97,1 1726,0 31,9 74,1 1927,0 34,6 98,7 1047,0 41,1 106,8 1245,0 35,2 127,0 1068,0 31,5 109,0 954,0 28,3 97,3 856,4 41,3 87,4 1250,0 48,2 127,6 1460,0 35,8 141,0 1085,9 32,2 137,7 975,0 23,9 397,7 517,4 12,6 210,2 470,2 18,3 305,6 870,9 17,4 290,3 549,9 11,0 183,3 549,1 11,0 183,0 359,5 7,2 119,8 653,4 13,1 217,8 716,9 14,3 239,0 778,4 15,6 259,5 1145,4 22,9 381,8 194,3 3,9 64,8 394,5 7,9 131,5 846,7 16,9 282,2 1039,4 20,8 346,5 442,7 8,9 147,6 128,7 2,6 42,9 356,6 7,1 118,9 878,8 17,6 292,9 222,0 4,4 74,0 190,8 3,8 63,6 301,2 6,0 100,4 190,8 3,8 63,6 301,2 6,0 100,4 225,1 4,5 75,0 251,4 5,0 83,8 231,1 4,6 77,0 243,1 4,9 81,0 215,3 4,3 71,8 189,1 3,8 63,0 287,4 5,7 95,8 250,0 5,0 83,3 776,0 15,5 258,7 713,8 14,3 237,9 733,0 26,7 444,4 712,0 16,7 277,8 722,3 14,4 240,8 770,0 21,4 356,7 832,5 16,7 277,5 741,0 14,8 247,0 135,0 2,7 45,0 115,6 2,3 38,5 122,3 2,4 40,8 141,6 2,8 47,2 138,6 2,8 46,2 115,0 2,3 38,3 130,0 2,6 43,3

Acidez Total (mg/L) 2569,0 2854,0 3056,0 3190,5 2509,2 2585,5 2223,9 2563,4 2338,0 2104,2 2298,0 2964,6 2661,8 1412,5 1283,6 1219,2 1154,8 1537,6 1006,5 1829,4 2007,3 1089,8 1363,0 544,1 1104,5 1185,4 1455,1 929,7 360,3 998,6 1230,3 621,6 534,3 843,3 534,3 843,3 630,3 704,0 647,2 680,6 602,9 529,6 804,7 700,0 1358,0 1249,2 1120,0 1050,0 1011,2 1123,5 1165,5 1037,4 378,0 323,7 342,3 396,3 387,9 322,0 364,0

Optimización del proceso SEBAC

SEBAC 3- reactor A

acidez total

mgAcH/L

5000

acético

butirico

4000 3000 2000 1000 0 0

5

10

15

20

25

30 35 40 45 Tiempo (días)

50

55

60

65

70

75

25

30 35 40 45 Tiempo (días)

50

55

60

65

70

75

30 35 40 45 Tiempo (días)

50

55

60

65

70

75

SEBAC 4- reactor A

5000

mgAcH/L

4000 3000 2000 1000 0 0

5

10

15

20

SEBAC 3 y 4 - reactor B

5000

mgAcH/L

4000 3000 2000 1000 0 0

5

10

15

20

25

Figura III.11. Evoluciones temporales de los valores de acidez total, acético y butírico de los sistemas SEBAC 3 y 4.

En general, según se ha comentado, el reactor ROF (SEBAC 4) presentó diferencias de operación significativas respecto de los demás reactores. Esta diferencia también se puso de manifiesto en la producción y composición del biogás generado, que es inferior a las cantidades detectadas en los otros reactores. Las evoluciones de los principales parámetros del biogás correspondientes a cada reactor se recogen en la Tabla III.8.

152

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

Tabla III.8. Volumen y composición del biogás, exento de aire, de los SEBAC 3 y 4. Reactor A – SEBAC 3 día 0 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 24 25 26 27 28 31 32 33 34 35 38 39 40 41 42 45 46 47 48 49 52 53 54 55 56 59 60 61 64 66 67 68 69 70 73 74 75

Composición (%) H2 14,86 15,02 15,58 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,02 0,03

CH4 11,00 13,26 18,37 21,74 31,27 13,44 13,74 14,05 18,99 18,27 17,50 22,74 23,07 27,43 32,06 36,46 38,35 40,15 42,10 45,89 52,14 50,06 58,73 60,30 61,47 61,01 60,58 70,35 67,27 66,84 66,56 66,46 66,25 76,05 68,48 68,51 68,54 68,48 69,51 70,48 69,96 71,71 73,73 72,48 74,72 72,18 70,21 73,82 73,86 75,90 65,43 61,73 52,14 50,06 58,73 55,00 50,00 45,00

CO2 74,14 71,71 66,04 78,26 68,73 86,56 86,26 85,95 80,98 81,72 82,50 77,26 76,93 72,57 67,94 63,54 61,65 59,85 57,90 54,06 47,75 49,84 41,26 39,70 38,51 38,95 39,37 29,65 32,69 33,11 33,38 33,51 33,70 23,94 31,50 31,44 31,45 31,50 30,47 29,44 29,23 27,55 26,22 27,47 25,23 27,82 29,73 26,18 26,13 24,09 34,55 38,26 47,86 49,93 41,27 45,00 49,98 54,97

Reactor A – SEBAC 4 Biogás (L) 2,3 1,9 0,9 0,8 25,5 21,2 16,9 15,5 16,6 17,7 7,4 5,4 5,5 6,0 6,5 6,9 7,2 3,5 2,5 3,0 5,0 3,5 3,1 2,7 1,8 12,5 8,2 9,7 16,7 8,8 10,0 23,7 20,3 9,8 35,8 16,8 13,5 6,0 6,4 5,3 3,0 1,2 24,3 2,0 2,5 3,0 1,0 1,0 1,2 9,1 2,0 1,3 1,2 0,9 2,4 2,3 0,8 0,8

Composición (%) H2 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00

CH4 13,26 4,31 5,00 14,00 27,00 10,00 6,00 5,00 2,00 1,00 1,01 1,00 1,00 1,5 2,29 2,63 2,90 5,47 5,80 6,07 6,99 8,27 7,96 12,29 13,79 20,63 20,38 22,42 23,18 22,00 21,00 17,00 19,00 20,00 19,00 18,00 20,00 5,50 6,00 7,70 11,00 12,00 13,00 14,00 13,00 11,00 19,00 14,00 13,00 12,00 11,00 15,00 17,70 16,00 16,00 17,00 16,0 21,0

153

CO2 86,74 95,69 95,00 86,00 73,00 90,00 94,00 95,00 98,00 99,00 98,99 99,00 99,00 88,5 97,71 97,37 97,10 94,53 94,20 93,93 93,01 91,73 92,04 87,71 86,21 79,37 79,62 77,58 76,82 78,00 79,00 83,00 81,00 80,00 81,00 82,00 80,00 94,50 94,00 92,30 89,00 88,00 87,00 86,00 87,00 89,00 81,00 86,00 87,00 88,00 89,00 85,00 82,30 84,00 84,00 83,00 84,00 79,00

Reactor B – SEBAC 3 y 4 Biogás (L) 1,5 2,8 2,8 2,0 8,9 4,1 3,1 4,1 3,1 2,3 2,0 1,0 0,5 1,0 3,1 3,0 3,0 2,0 2,0 2,0 2,0 2,0 2,0 2,5 3,3 3,1 15,5 4,1 6,9 6,4 3,8 2,0 1,5 2,0 1,8 3,1 1,9 4,3 9,0 5,6 3,8 1,9 3,5 4,3 4,3 2,5 2,6 2,6 1,7 1,5 1,5 1,5 1,5 1,5 1,5 1,5 1,5 2,0

Composición (%) H2 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0

CH4 47,2 46,5 49,7 51,9 53,5 53,5 61,6 56,8 65,5 70,8 75,9 69,7 62,4 65,6 68,3 71,0 69,9 68,8 65,5 63,5 65,4 67,6 67,8 71,2 68,2 62,6 58,2 63,3 73,7 65,2 61,3 65,5 64,7 65,3 68,7 64,7 65,3 68,7 68,6 67,1 63,5 63,1 63,6 66,5 68,7 65,6 69,0 66,5 63,5 57,1 51,0 44,9 36,3 38,2 50,0 50,0 45,0 44,0

CO2 52,8 53,5 50,3 48,1 46,5 46,5 38,4 43,2 34,5 29,2 24,1 30,3 37,6 34,4 31,7 29,0 30,1 31,2 34,5 36,5 34,6 32,4 32,2 28,8 31,8 37,4 41,8 36,7 26,3 34,8 38,7 34,5 35,3 34,7 31,3 35,3 34,7 31,3 31,4 32,9 36,5 36,9 36,4 33,5 31,3 34,4 31,0 33,5 36,5 42,9 49,0 55,1 63,7 61,8 50,0 50,0 55,0 56,0

Biogás (L) 1,5 4,1 3,1 1,2 5,8 3,0 1,3 13,9 23,5 27,5 31,5 26,5 21,5 35,5 37,4 39,2 23,7 8,2 15,5 20,0 18,2 17,7 3,2 7,0 3,5 10,0 16,4 1,7 8,8 8,2 9,9 6,0 8,9 16,0 10,5 6,7 4,5 1,5 2,0 1,8 3,1 1,9 4,3 9,0 5,6 3,8 1,9 3,5 4,3 4,3 9,0 5,6 6,8 6,7 3,5 2,4 1,4 6,2

Optimización del proceso SEBAC

Los resultados muestran que las mayores producciones de biogás corresponden a los reactores A del SEBAC 3 y LODO durante la fase de arranque (5ª día de experimentación) y durante la fase de estabilización del proceso. Según se observa en la Figura III.12., los reactores A del SEBAC 3 y LODO presentan una producción media de biogás de 6,06 y 7,90 L/día respectivamente, tras 75 días de ensayo, con un alto porcentaje en metano, resultados indicativos de una alta actividad de las archaeas metanogénicas.

Sin embargo, el reactor A del SEBAC 4 presentó una producción media de biogás de 2,40 L/día y el componente mayoritario del mismo fue en todo momento el dióxido de carbono (Figura III.13). Así, los valores de volumen acumulado de biogás y metano fueron de 454,5 L y 227,7 LCH4 para el reactor A del SEBAC 3 y, 181,8 L y 22,7 LCH4 para el reactor A del SEBAC 4.

SEBAC 3- reactor A

30

BIOGÁS

Biogas acum ulado

CH4 acumulado

600

27 24

500

Volumen acumulado (L)

Volumen (Litros)

SEBAC 3

700

CH4

21 18

400

15

300

12 9

200

6 100

3 0 10

15

20

30 SEBAC 4- reactor A 27 24 21 18 15 12 9 6 3 0 0 5 10 15 20

25

30 35 40 45 Tiempo (días)

50

55

60

65

70

0

75

0

5

10

15

20

25

30 35 40 45 Tiempo (días)

50

55

60

65

70

75

25

30 35 40 45 Tiempo (días)

50

55

60

65

70

75

700 SEBAC 4

Volumen acumulado (L)

5

600 500 400 300 200 100 0 0

25

30

35 40 45 Tiempo (días)

50

55

60

65

70

5

10

15

20

75

700

30 27 24 21 18 15 12 9 6 3 0

SEBAC 3 y 4- reactor B

SEBAC 3 y 4- reactor B

600

Volumen acumulado (L)

Volumen (Litros)

Volumen (Litros)

0

500 400 300 200 100 0

0

5

10

15

20

25

30

35 40 45 Tiempo (días)

50

55

60

65

70

75

0

5

10

15

20

25

30 35 40 45 Tiempo (días)

50

Figura III.12. Producción diaria y volumen acumulado de biogás y metano en los sistemas SEBAC 3 y 4.

154

55

60

65

70

75

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

En cuanto a la composición del biogás en el reactor A del SEBAC 3 (ROF/PURÍN), se observa un aumento del porcentaje de metano a partir del segundo día desde el inicio del experimento hasta estabilizarse en valores próximos al 65%. Asimismo, el CO2 desciende hasta alcanzar el 30% en condiciones de estabilidad. El porcentaje de H2 alcanza niveles cercanos al 20% en la fase inicial de hidrólisis, descendiendo rápidamente a niveles residuales. Resultados similares fueron observados en experimentos desarrollados por Castrillón et al. (2002). En cuanto al SEBAC 4, la composición del biogás generado por el reactor A (ROF) presenta una producción constante de metano (próximo al 20%) durante toda la fase de estabilización. Estos resultados son típicos de sistemas en los que la fase metanogénica acetoclástica no se produce y la generación de metano corresponde fundamentalmente a la actividad de las Archaeas metanogénicas utilizadoras de hidrógeno. 100

CH4

SEBAC 3-reactor A

CO2

H2

Composición Biogas (%)

80 60 40 20 0 0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

55

60

65

70

75

Tiempo (días) 100

SEBAC 4- reactor A

Composición Biogas (%)

80 60 40 20 0 0

5

10

15

20

25

30

35 40 45 Tiempo (días)

50

55

60

65

70

75

25

30

35 40 45 Tiempo (días)

50

55

60

65

70

75

SEBAC 3 y 4 - reactor B

100

Composición Biogas (%)

80 60 40 20 0 0

5

10

15

20

Figura III.13. Evolución temporal de la composición del biogás en los SEBAC 3 y 4.

155

Optimización del proceso SEBAC

En la Tabla III.9 se recogen las caracterizaciones físico-químicas finales de los efluentes en los sistemas SEBAC 3 y 4 tras 75 días de experimentación.

Tabla III.9. Caracterizaciones físico-químicas de los efluentes iniciales y finales de los sistemas SEBAC 3 y 4, tras 75 días de experimentación.

Valores Iniciales y Finales Parámetros Analíticos

Reactor A -SEBAC 3

Reactor A -SEBAC 4

Inicial

Final

Inicial

Final

Inicial

Final

1020,00 84,41 98,14 1,86 18,60 15,70 2,90

1015,00 86,0 99,0 1,00 10,0 8,60 1,40

1015,00 77,25 97,67 2,33 23,30 18,00 5,30

1010,00 88,9 98,2 1,80 18,00 16,00 2,00

1025,00 66,79 97,80 2,20 22,00 14,69 7,31

1015,00 75,1 98,5 1,52 15,17 11,40 3,37

STS (g/L) SVS (g/L) SFS (g/L) pH

15,60 13,50 2,10 5,71

4,43 4,08 0,35 8,62

11,60 7,00 4,60 4,30

6,97 4,80 0,35 5,80

17,92 14,69 3,23 8,26

5,17 4,71 0,47 8,40

Alcalinidad (g/L) Acidez Total (mg/L) N-NH4 (g/L) N-total (g/kg) COD (g/L) Carbono (%) (Materia orgánica) C:N (Materia orgánica)

0,60 0,45 0,99 26,9 69,5 49,0 17,5

0,82 0,45 3,14 30,80 34,67 51,2 16,6

0,26 0,56 1,15 27,9 50,4 44,8 17,2

0,47 0,32 1,23 13,30 32,53 56,1 21,6

0,83 2,57 1,76 28,9 33,1 38,7 11,1

0,93 0,36 2,57 36,00 11,35 57,6 16,0

Densidad (kg/m3) Materia Orgánica (%) Humedad (%) Sólidos (%) ST (g/kg) SV (g/kg) SFT (g/kg)

Reactor B -LODO

Cabe resaltar que para el reactor A del SEBAC 4 los resultados obtenidos parecen indicar que no se produce el arranque del proceso. Así aunque se observa una disminución de los parámetros representativos de la materia orgánica en el lixiviado esto se puede relacionar con la incapacidad de los microorganismos para atacar al residuo y solubilizar la materia orgánica. Así se debe tener en cuenta que la cantidad de ROF en el SEBAC 4 es 2,6 veces mayor que en el SEBAC 3 y sin embargo, la producción de biogás y metano es muy inferior. Esto explica, también, los bajos valores de acidez total detectados por el lixiviado del reactor A del SEBAC 4 y la pequeña evolución del pH y de la alcalinidad.

En cuanto al SEBAC 3 cabe resaltar que los datos obtenidos muestran que el periodo de arranque corresponde a unos 35-45 días. Tras este período, el pH del reactor A alcanza un valor de 8,0-8,5 y la composición del biogás se aproxima al 70% de CH4 y 30% de CO2.

156

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

Como se puede observar en la siguiente Tabla (Tabla III.10), los valores obtenidos muestran un comportamiento similar del reactor A del SEBAC 3 y del reactor de lodos, con alta producción de biogás y metano similares a los indicados en la bibliografía para este tipo de sistema. El reactor A del SEBAC 4 sin embargo vuelve a mostrar comportamiento diferente y porcentajes de eliminación de materia orgánica y producción de biogás y metano muy inferiores.

Tabla III.10. Porcentaje de eliminación de la materia orgánica (COD), volumen medio generado y volumen de biogás y metano acumulado de los sistemas SEBAC 3 y 4, tras 75 días de experimentación. % Eliminación

Volumen medio (L/día) Biogás CH4

COD SEBAC 3 reactor A SEBAC 4 reactor A SEBAC 3 y 4 reactor B

50,12 35,46 65,76

6,06 2,40 7,90

3,70 0,30 5,06

Volumen acumulado (L) Biogás

CH4

454,5 181,8 593,5

227,7 22,7 380,1

4.1.1.1. Resumen de los resultados del SEBAC 1, 2, 3 y 4:

Tras el análisis del efecto de la disposición del residuo fresco y del inóculo en capas según los diferentes ensayos realizados (SEBAC 1, 2, 3 y 4) se comprueba que:

a

a

Los experimentos denominados SEBAC 1 y SEBAC 2 fallaron como consecuencia de la compactación del medio interno de los reactores, lo que impidió la generación de lixiviado en el reactor de residuo sin digerir. El problema fue más acusado en el reactor con mayor número de capas (reactor A del SEBAC 1). El ensayo SEBAC 3 en el que se dispusieron solamente 2 capas alternadas de residuos no presentó problemas operativos, observándose un proceso de arranque y estabilización típicos de un proceso de digestión anaerobia termofílica seca. Este comportamiento se debe a un menor número de capas provoca una menor compactación del residuo en el interior del equipo y, por tanto, facilita la percolación del lixiviado.

El ensayo SEBAC 4 muestra, sin embargo, que la ausencia de PURÍN en el reactor A es perjudicial para el proceso ya que el sistema formado por ROF exclusivamente no llega a arrancar. En este sentido, se concluye que el uso de PURÍN y un bajo número de capas (2 capas) de ROF y PURÍN permite una adecuada percolación de la alimentación además de facilitar el desarrollo del proceso de arranque respecto de la utilización del residuo orgánico.

157

Optimización del proceso SEBAC

a

a

De la experimentación realizada se concluye que el procedimiento de arranque más adecuado para la digestión anaerobia termofílica seca consiste en un reactor A formado por 2 capas de ROF y dos capas de PURÍN y un reactor B formado por LODO de EDAR digerido en condiciones anaerobias mesofílicas.

La utilización de dos tipos de residuos en el reactor A, dispuestos en capas, supone una importante modificación operativa del sistema SEBAC respecto de lo descrito en la bibliografía. El propósito de esta modificación consiste en acelerar el arranque y estabilización de los reactores en el rango termofílico de la digestión anaerobia seca. Los datos obtenidos indican que con el procedimiento propuesto se alcanza un arranque efectivo del proceso en un período de 35-45 días.

4.1.2. Efecto de la naturaleza del inóculo (SEBAC 5) Para estudiar el efecto de la naturaleza del inóculo se realizaron ensayos con un nuevo sistema SEBAC (SEBAC 5) formado por un reactor A de residuo sin digerir, constituido por ROF, y un reactor B que proporciona el inóculo y está constituido por una mezcla de ROF y PURINES digeridos anaeróbicamente.

La comparación de los resultados de este ensayo con los obtenidos previamente en el SEBAC 4 permitirá analizar el efecto de la fuente de inóculo utilizada. El reactor B de este ensayo corresponde al reactor A del SEBAC 3, tras los 75 días de operación anteriormente analizados, que había arrancado de forma rápida y alcanzado la estabilidad. Dado que el inóculo de microorganismos procedente de este reactor corresponde a una población termofílica adaptada al ROF se consideró que su utilización podría mejorar el arranque del reactor A de este ensayo. Bajo estas premisas se diseñó el proceso SEBAC 5, según se detalla en la Tabla III.11.

Las características físico-químicas de los residuos utilizados como materias primas se detallan en el Capítulo II, en los apartados 4.1 y 4.2.

En la Tabla III.12 se detallan las características físico-químicas del lixiviado inicial de cada reactor del SEBAC 5.

158

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

Tabla III.11. Composición de los reactores A y B del sistema SEBAC 5.

SEBAC 5

Parámetros Peso total residuo (kg)

REACTOR A (ROF) 14,1

REACTOR B (ROF/PURIN) 9,1

Volumen de agua destilada (L)

0,0

1,5

Peso total (kg)

14,1

10,6

Tabla III.12.

Caracterización físico-química del lixiviado inicial del sistema SEBAC 5 y datos obtenidos previamente del sistema SEBAC 4.

Valores Iniciales Parámetros Analíticos

SEBAC 4 reactor A reactor B (ROF) (LODO)

SEBAC 5 reactor A reactor B (ROF) (ROF/PURIN)

Densidad (kg/m3) Materia Orgánica (%) Humedad (%) Sólidos (%) ST (g/kg) SV (g/kg) SFT (g/kg)

1015,0 77,25 97,67 2,33 23,30 18,00 5,30

1025,0 66,79 97,80 2,20 22,00 14,69 7,31

1025,0 60,26 96,10 3,90 39,00 23,50 15,50

1050,0 75,00 98,80 1,20 12,00 9,00 3,00

STS (g/L) SVS (g/L) SFS (g/L) pH

11,60 7,00 4,60 4,30

17,92 14,69 3,23 8,26

5,60 4,50 1,10 4,38

14,77 7,33 7,43 7,54

Alcalinidad (gCaCO3/L) N-NH4 (g/L) N-total (g/kg) COD (g/L) Carbono (%) (Materia orgánica) C:N (Materia orgánica)

0,26 1,15 27,9 50,4 44,8 17,2

0,83 1,76 28,9 33,1 38,7 11,1

0,15 1,18 18,9 66,2 34,9 18,5

0,94 3,08 28,9 49,9 43,5 15,1

El lixiviado inicial del reactor A presenta un alto porcentaje de materia orgánica (60,2%SV), frente al porcentaje de sólidos totales. El reactor B se caracterizó también por un alto porcentaje de materia orgánica, con un porcentaje de sólidos volátiles de 75,0%SV con respecto a los sólidos totales.

159

Optimización del proceso SEBAC

Haciendo uso de las estimaciones bibliográficas citadas anteriormente (Lai et al., 2001) la cantidad de lixiviado que deberían intercambiar los reactores del SEBAC 5 (entre 5 y 10% del volumen del residuo en el reactor A) eran 705 a 1410 mL/día.

Como se puede observar en la Tabla III.13., en las primeras semanas del experimento se generaron una media de 150 mL de lixiviado en el reactor ROF (reactor A), no alcanzándose la cantidad teórica prevista. No obstante, se consideró que la cantidad era adecuada para trasvasar al reactor de LODO y se optó por dar continuidad en el experimento.

Tabla III.13. Cantidad de lixiviado traspasado entre los reactores A y B del sistema SEBAC 5. Lixiviado traspasado - SEBAC 5 Día 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 15 16 17 18 19 20 24 25 26 27 28 32 33 34 35 38 39 40 TOTAL

Reactor A Lixiviado (mL) Alimentación (mL) 0 705 140 140 160 160 152 152 128 128 160 160 136 136 138 138 105 105 40 40 154 154 40 40 90 90 120 120 160 160 200 200 150 150 150 150 100 100 150 150 166 166 160 160 200 200 150 150 180 180 166 166 160 160 200 200 150 150 150 150 100 100 150 0 4825 5530

160

Efluente (mL) 705 140 160 152 128 160 136 138 105 40 154 40 90 120 160 200 150 150 100 150 166 160 200 150 180 166 160 200 150 150 100 150 5530

Reactor B Alimentación (mL) 0 140 160 152 128 160 136 138 105 40 154 40 90 120 160 200 150 150 100 150 166 160 200 150 180 166 160 200 150 150 100 0 4825

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

En la Tabla III.14 se presentan las evoluciones de los principales parámetros de operación en los reactores A y B del sistema SEBAC 5.

Tabla III.14. (a) Evolución de los principales parámetros de operación del reactor A del SEBAC 5.

Reactor A - SEBAC 5 día

0 2 4 6 8 10 11 12 16 17 19 22 23 24 26 29 30 31 32 33 36 37 38 39 40

STS

SVS

COD

Alcalinidad

(g/L)

(g/L)

(g/L)

(mg/L)

5,6 5,8 5,8 5,7 6,1 6,7 6,7 7,5 7,4 7,3 6,9 6,9 6,3 6,3 6,2 5,9 5,8 5,5 5,4 5,3 5,2 5,2 5,0 4,9 4,9

4,5 4,5 4,6 4,8 4,7 4,6 4,4 4,5 5,0 4,9 4,8 4,7 4,6 4,7 4,4 4,3 4,2 4,0 3,9 4,0 3,8 3,8 3,9 3,7 3,7

66,2 66,4 66,9 64,0 64,4 62,9 62,0 61,2 60,3 61,0 60,4 61,9 62,3 62,1 61,2 61,2 59,8 59,8 58,3 58,2 58,0 57,9 57,8 56,4 56,1

152,5 194,5 144,5 127,0 128,0 76,5 97,0 99,0 100,5 115,5 89,0 76,5 51,0 56,5 45,0 29,0 66,0 71,0 107,0 141,0 227,5 393,5 277,5 325,0 396,0

161

pH

Amonio (mg/L)

4,4 4,8 4,4 4,4 4,4 4,4 4,5 4,5 4,5 4,5 4,5 4,4 4,4 4,4 4,4 4,3 4,4 4,4 4,5 4,5 4,6 4,7 4,5 4,5 4,8

1176,0 1232,0 1232,0 1288,0 1400,0 1232,0 1176,0 1008,0 896,0 1008,0 896,0 672,0 1008,0 448,0 392,0 448,0 280,0 280,0 280,0 156,0 156,0 168,0 156,0 112,0 112,0

Optimización del proceso SEBAC

Tabla III.14. (b) Evolución de los principales parámetros de operación del reactor B del SEBAC 5.

Reactor B - SEBAC 5 día

0 2 4 6 8 10 11 12 16 17 19 22 23 24 26 29 30 31 32 33 36 37 38 39 40

STS

SVS

COD

Alcalinidad

(g/L)

(g/L)

(g/L)

(mg/L)

14,8 14,9 16,5 14,7 9,7 8,8 8,6 8,4 7,9 7,7 7,8 7,9 7,7 7,8 6,9 7,7 7,8 6,9 7,7 7,8 6,4 7,9 7,8 6,4 7,4

7,3 7,9 7,3 7,0 6,5 6,5 6,0 6,8 6,3 6,2 5,5 5,6 5,2 5,5 5,6 5,2 5,5 4,6 5,2 5,5 4,8 5,3 5,5 4,8 5,0

49,9 47,9 48,5 47,3 42,5 38,3 37,2 36,0 34,5 34,3 33,2 33,2 34,6 35,2 35,4 34,9 35,8 35,8 33,9 33,9 32,8 30,9 31,8 31,8 32,3

937,0 874,5 913,0 937,0 890,0 875,5 926,0 934,0 875,5 883,5 795,5 607,0 656,5 675,0 830,0 728,0 712,0 722,5 785,5 804,0 894,5 906,0 894,5 901,0 938,5

pH

Amonio (mg/L)

7,5 7,7 7,6 7,6 7,6 7,6 7,7 7,8 8,0 8,1 7,9 8,0 7,8 7,9 7,9 8,2 8,1 8,2 8,2 8,4 8,3 8,4 8,3 8,4 8,4

3080,0 3304,0 3080,0 3136,0 3080,0 3080,0 3080,0 2072,0 1736,0 2072,0 2072,0 1736,0 1624,0 1792,0 1960,0 1792,0 1792,0 1736,0 1792,0 1792,0 1792,0 1736,0 1736,0 1736,0 1736,0

Durante la fase de arranque del reactor A se produjo un aumento inicial de los valores de STS y SVS. Este aumento puede ser indicativo de la acumulación de sólidos en el reactor, dado que éste presentó una baja producción de lixiviado. Sin embargo, el reactor B (ROF/PURINES) presentó un descenso acentuado en los STS y SVS durante esta misma fase inicial de arranque.

Las Figuras III.14 y Figura III.15 se presentan las evoluciones temporales de eliminación de carbono orgánico disuelto y, los principales parámetros de control y seguimiento (pH, amonio y alcalinidad).

162

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

reactor A- SEBAC 4

% Eliminación COD

50

reactor A- SEBAC 5

40 30 20 10 0 0

5

15

20

Tiempo (días)

25

reactor B - SEBAC 4

50 % Eliminación COD

10

30

35

40

reactor B- SEBAC 5

40 30 20 10 0 0

5

10

15

20

Tiempo (días)

25

30

35

40

Figura III.14. Evolución temporal del porcentaje de eliminación del carbono orgánico disuelto en los reactores A y B del los sistemas SEBAC 4 y 5.

163

Optimización del proceso SEBAC

reactor A- SEBAC 4 reactor B- SEBAC 4

reactor A- SEBAC 5 reactor B- SEBAC 5

9

pH

8 7 6 5 4

0

5

10

15

20 Tiempo (días)

25

30

35

40

N-NH4 (mg/L)

3500 3000 2500 2000 1500 1000 500 0 0

5

10

15

20 Tiempo (días)

25

30

35

40

0

5

10

15

20 Tiempo (días)

25

30

35

40

Alcalinidad (mg/L)

1200 900 600 300 0

Figura III.15. Evoluciones temporales de los valores de pH, N-NH4 (mg/L) y alcalinidad (mg/L) de los sistemas SEBAC 3 y 4.

164

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

Las evoluciones observadas de los distintos parámetros de seguimiento del proceso muestran que, al igual que ocurrió en el ensayo SEBAC 4, el reactor A no alcanza un arranque efectivo durante los 40 días de experimentación. Así, el pH se mantiene por debajo de 5 durante todo el ensayo y los valores de nitrógeno amoniacal y alcalinidad indican una escasa actividad microbiana en el reactor. De hecho, los valores de eliminación del COD del lixiviado apenas alcanzan el 15,2%.

Sin embargo, el reactor B de este ensayo se mostró activo en todo momento y con un comportamiento bastante similar al del reactor B del ensayo SEBAC 4. Las diferencias más notables entre ambos reactores B corresponden a la evolución del nitrógeno amoniacal. Así, en el SEBAC 5 se produce una importante disminución, entre los días 10 y 20 de experimentación, como consecuencia de los altos niveles que presentaba el reactor debido al PURÍN. Esta fase coincide con el aumento de la eliminación de COD (Figura III.14) y, en consecuencia, puede asociarse a la utilización del nitrógeno amoniacal por los microorganismos responsables de la degradación de la materia orgánica.

En la Tabla III.15 y en la Figura III.16 se presentan las evoluciones temporales de generación y composición de biogás en el ensayo. La tabla muestra que en el reactor A del SEBAC 5 la producción de biogás fue residual por lo que en la figura se representan los datos relativos al reactor B. En el reactor B se obtiene 237,7 L de biogás acumulado con un porcentaje medio de metano próximo al 60%. La menor producción de biogás de metano en el reactor B del SEBAC 5 está relacionada con la menor cantidad de materia orgánica trasvasada con los lixiviados.

Comparando los resultados obtenidos en este ensayo con los correspondientes al ensayo SEBAC 3 en el que se consiguió un arranque efectivo del sistema en 35-45 días puede afirmarse que la utilización de un reactor A formado por ROF sin PURÍN dificulta el proceso de arranque. Asimismo, respecto de los reactores B de ambos ensayos puede concluirse que el residuo digerido (ROF/PURÍN) es un inóculo con actividad similar a los lodos digeridos de EDAR, aunque se detecta un menor tiempo de latencia (Figura III.14) al tratarse de microorganismos termofílicos adaptados al residuo.

Finalmente los resultados experimentales indican que las características del residuo a digerir tienen más importancia de cara a la efectividad del arranque del proceso que la naturaleza del inóculo.

165

Optimización del proceso SEBAC

Tabla III.15. Volumen y composición del biogás, exento de aire, en los SEBAC 4 y 5. Reactor B – SEBAC 4 día

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 22 24 25 26 27 29 30 32 33 34 35 37 38 39 40

Composición (%)

Reactor A – SEBAC 5 Biogás

Composición (%)

Reactor B – SEBAC 5 Biogás

Composición (%)

Biogás

H2

CH4

CO2

(L)

H2

CH4

CO2

(L)

H2

CH4

CO2

(L)

0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00

13,26 4,31 5,00 14,00 27,00 10,00 6,00 5,00 2,00 1,00 1,00 1,50 1,50 1,50 2,00 2,00 2,29 2,63 2,90 5,47 5,80 6,07 6,99 8,27 7,96 12,29 13,79 20,63 20,38 22,42 23,18 22,00 21,00 17,00 13,26

86,74 95,69 95,00 86,00 73,00 90,00 94,00 94,97 97,97 99,00 99,00 98,50 98,50 98,50 98,00 98,00 97,68 97,34 97,07 94,50 94,17 93,90 92,98 91,70 92,01 87,68 86,18 79,34 79,59 77,55 76,79 77,97 78,97 82,97 86,74

1,5 1,5 2,8 2,8 2,0 2,0 1,5 3,1 4,1 2,3 2,0 3,1 2,9 4,1 3,1 2,0 2,0 2,0 2,0 2,0 2,0 2,0 2,0 2,0 2,5 3,3 3,1 5,5 4,1 6,9 6,4 3,8 2,0 1,5 2,0

0,0

3,5

96,5

0,8

0,0

4,9

95,1

6,2

0,0 0,0

13,3 9,0

86,7 91,0

0,8 0,8

0,0 0,0

18,6 20,0

81,4 80,0

1,3 5,0

0,0

5,0

95,0

0,9

5,6

18,0

76,4

2,9

0,0

2,1

97,9

0,8

4,6

20,0

75,4

1,5

0,0 0,0 0,0

1,0 0,9 0,3

99,0 99,1 99,7

0,7 0,3 0,3

0,0 0,0 0,0

29,0 34,4 40,6

71,0 65,6 59,4

15,4 12,5 5,4

0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0

0,4 0,5 1,0 2,3 2,6 2,9 5,5 5,8 6,5 6,5 7,8 8,3

99,6 99,5 99,0 97,7 97,4 97,1 94,5 94,2 93,5 93,5 92,2 91,7

0,3 0,5 0,5 0,5 0,5 0,5 0,5 0,7 0,5 0,5 0,6 0,5

0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0

35,0 54,4 58,4 72,0 65,8 59,9 66,1 54,4 45,8 45,8 48,3 45,7

65,0 45,6 41,6 28,0 34,2 40,1 33,9 45,6 54,2 54,2 51,7 54,3

16,0 13,7 11,4 9,8 10,3 16,8 11,3 16,5 9,8 9,8 11,4 9,8

0,0

8,2

91,8

0,7

0,0

47,0

53,0

5,5

0,0 0,0 0,0 0,0

9,7 10,2 12,0 11,0

90,3 89,8 88,0 89,0

0,7 0,6 0,6 0,6

0,0 0,0 0,0 0,0

39,0 35,8 34,9 31,0

61,0 64,2 65,1 69,0

4,8 5,0 3,4 5,5

166

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

SEBAC 4-reactor B

30

BIOGÁS

CH4

Producción Biogas (Litros)

Producción Biogas (Litros)

BIOGÁS

20 15 10

20 15 10 5 0

0 0

500

5

10

15

20 25 Tiempo (días)

30

35

0

40

Volumen acumulado (Litros)

400 300 200 100

0

5

10

15

20

25

30

35

5

10

15

SEBAC 4- reactor B

30

35

40

30

35

40

400 300 200 100 0

40

0

5

10

15

Tiempo (días) 100

20 25 Tiempo (días)

SEBAC 5-reactor B

500

SEBAC 4-reactor B

0

20

25

Tiempo (días) CH4

CO2

H2

SEBAC 5- reactor B

100

80

CH4

CO2

H2

80

Composición Biogas (%)

Composición Biogas (%)

CH4

25

5

Volumen acumulado (Litros)

SEBAC 5-reactor B

30

25

60 40 20

60 40 20

0

0 0

5

10

15

20 25 Tiempo (días)

30

35

40

0

5

10

15

20 25 Tiempo (días)

30

35

Figura III.16. Comparación del biogás de los reactores B de los sistemas SEBAC 4 y 5: a) producción diaria de biogás y metano; b) volumen acumulado de biogás y metano; c) composición del biogás.

En la Tabla III.16 se recogen las características químicas de los lixiviados iniciales y finales generados por los reactores del sistema SEBAC 5.

167

40

Optimización del proceso SEBAC

Tabla III.16. Caracterización físico-química del lixiviado final en los reactores A y B del sistema SEBAC 5, tras 40 días de ensayo. Valores Iniciales y Finales Parámetros Analíticos

Reactor A -SEBAC 5

Reactor B -SEBAC 5

Inicial

Final

Inicial

Final

1025,00 60,26 96,10 3,90 39,00 23,50 15,50

1015,00 45,33 97,75 2,25 22,50 10,20 12,30

1050,00 75,00 98,80 1,20 12,00 9,00 3,00

1040,00 56,50 92,92 7,08 70,80 40,00 30,80

STS (g/L) SVS (g/L) SFS (g/L) pH

5,60 4,50 1,10 4,38

4,90 3,70 1,20 4,80

14,77 7,33 7,43 7,54

7,40 5,00 2,40 8,43

Alcalinidad (g/L) N-NH4 (g/L) N-total (g/kg) COD (g/L) Carbono (%) (Materia orgánica) C:N (Materia orgánica)

0,15 1,18 18,9 66,2 34,9 18,5

0,40 0,11 23,0 56,1 26,3 11,4

0,94 3,08 28,9 49,9 43,5 15,1

0,94 1,74 31,0 32,3 32,8 10,6

Densidad (kg/m3) Materia Orgánica (%) Humedad (%) Sólidos (%) ST (g/kg) SV (g/kg) SFT (g/kg)

En la Tabla III.17 se presentan los porcentajes de eliminación de la materia orgánica, volúmenes de biogás y metano generado y acumulado en los diferentes reactores. Como puede observarse, los porcentajes de COD y la producción de biogás en el reactor A del SEBAC 5 son incluso menores que los detectados en el ensayo 4. El porcentaje de eliminación del COD en el lixiviado del reactor A del SEBAC 4 en el día 40 es de 0,36%, no obstante entre los días 1 y 40 de ensayo el porcentaje de eliminación máximo observado fue de 20,37%.

Para los reactores B de ambos los ensayos, las diferencias se relacionan con la menor cantidad de materia orgánica trasvasada en el SEBAC 5, como se indicó anteriormente.

168

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

Tabla III.17. Porcentaje de eliminación de la materia orgánica (COD), volumen medio generado y volumen de biogás y metano acumulado de los sistemas SEBAC 4 y 5, tras 40 días de experimentación. % Eliminación

SEBAC 4 reactor A SEBAC 4 reactor B SEBAC 5 reactor A SEBAC 5 reactor B

Volumen medio (L/día)

Volumen acumulado (L)

COD

Biogás

CH4

Biogás

CH4

20,37 30,09 15,19 35,26

1,11 12,20 0,39 5,94

0,61 8,04 0,02 2,72

44,7 488,3 16,6 237,0

24,5 321,6 1,91 104,7

4.1.2.1. Resumen de los resultados del SEBAC 5:

Considerando los resultados obtenidos en los reactores A (ROF) y B (LODO) del SEBAC 4 y SEBAC 5, se puede afirmar que:

a

a

a

a

El reactor A del SEBAC 5 (ROF sin capas) presenta una actividad microbiana casi nula: la reducción de la materia orgánica es muy pequeña, no observándose, incrementos de la acidez total ni generación apreciable de biogás. Estos resultados son comparables con los observados en las condiciones ensayadas del reactor A del SEBAC 4 (ROF sin capas).

Los dos reactores B (fuentes de inóculo) estudiados, tanto el de LODO como el de ROF/PURINES, presentan una adecuada actividad microbiana. Se esperaba que el inóculo de ROF/PURÍN (digerido), adaptado al residuo fresco utilizado y a las condiciones termofílicas de temperatura, tuviera un mayor rendimiento como fuente de inóculo que el lodo mesofílico. Sin embargo, no se han observado diferencias significativas entre ambos. En este sentido, se concluye que el proceso de puesta en marcha se encuentra más afectado por las características del residuo orgánico a digerir (existencia o no de capas y mezcla con purines) que con la naturaleza del inóculo utilizado, LODO o PURINES.

Todo ello sugiere que para favorecer el proceso de arranque del ROF es necesario modificar la consistencia del residuo orgánico a digerir de cara a facilitar la percolación del lixiviado a través reactor y el contacto entre la biomasa y el residuo.

169

Optimización del proceso SEBAC

4.1.3. Efecto de la naturaleza y composición del residuo fresco (SEBAC 6 y 7) Este conjunto de ensayos se diseñan para evaluar el efecto de la naturaleza y composición del residuo orgánico fresco en el proceso de puesta en marcha y estabilización de la degradación anaerobia termofílica, así como para seleccionar los procesos de pretratamiento del mismo más adecuados para favorecer el buen funcionamiento del sistema. En general, las muestras orgánicas procedentes de la cafetería del CASEM que se han utilizado en la experimentación previa presentan una elevada variabilidad en su composición. Todos los constituyentes del residuo son de naturaleza orgánica y con gran tendencia a la compactación. En este fenómeno observado puede estar la causa de la escasa posibilidad de percolación del lixiviado a través de la masa de residuo fresco en el reactor A del proceso SEBAC. En este sentido, para prevenir los problemas de compactación encontrados en experimentos previos se optó por adicionar un agente estructurante consistente en cáscaras de arroz (CA) y residuos de jardín (RJ). La adición de la fibra presente en la cáscara de arroz y en los tallos y ramas verdes supone una importante modificación operativa que, en principio, debe favorecer la percolación de la alimentación y, por tanto, la recogida de lixiviado en los reactores con ROF.

Asimismo, se consideró adecuado incorporar un pretratamiento adicional del ROF consistente en el secado del residuo a temperatura ambiente durante 12 horas, previo al secado a 55ºC durante 24 horas hasta la obtención de una masa con un contenido en humedad aproximado del 10-20%.

Los mencionados procesos de secado en dos rangos de temperatura (temperatura ambiente y temperatura de 55ºC) proporcionaron un cambio significativo en la consistencia final del residuo orgánico a digerir. Adicionalmente se realizó una homogeneización del mismo y se procedió a la reducción del tamaño de partícula por medio de un triturador comercial.

La descripción de los sistemas SEBAC 6 y 7 estudiados es la siguiente: 

SEBAC 6: sistema dotado de un reactor A con 50% de ROF, 35% de RJ y 15% de CA;



SEBAC 7: sistema compuesto por un reactor A con 50% de ROF, 35% de CA y 15% de RJ.

Ambos reactores A (SEBAC 6 y 7) fueron alimentados con lixiviado del reactor B con LODO.

170

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

Además, para establecer las oportunas comparaciones operativas se utilizarán los datos relativos al SEBAC 4, el cual operó con ROF (sin estructurantes) y lodo digerido como fuente de inóculo, según se describe en el apartado 4.1.1 de Resultados y Discusión de este capítulo III.

Las características físico-químicas de los residuos utilizados como materias primas (ROF y LODO) se detallan los apartado 4.1 y 4.2 de Resultados y Discusión del capítulo II.

En la Tabla III.18 se detalla la composición de los reactores A y B en los sistemas SEBAC 6 y 7.

Tabla III.18. Composición inicial de los reactores A y B en los sistemas SEBAC 6 y 7.

SEBAC 6 REACTOR A (ROF)

SEBAC 7 REACTOR B (ROF)

ROF

3,0

3,0

CA

0,5

0,2

RJ

0,2

0,5

Peso total residuo (kg)

3,7

3,7

21,0

Vol. agua destilada (L)

6,0

6,0

0

Peso total (kg)

9,7

9,7

21,0

Parámetros Peso por residuo (kg)

SEBAC 6 Y 7 REACTOR B (LODO) 21,0

En la Tabla III.19 se detallan las características físico-químicas del lixiviado inicial de cada SEBAC.

Los lixiviados iniciales de los reactores A del SEBAC 6 y 7 presentaron un alto porcentaje de materia orgánica 90,4% y 91,7%, respectivamente. Estos resultados son indicativos de una alta concentración de materia biodegradable y una fracción inorgánica muy pequeña.

171

Optimización del proceso SEBAC

Tabla III.19. Caracterización físico-química del lixiviado inicial en los sistemas SEBAC 6 y 7.

Valores Iniciales Parámetros Analíticos

SEBAC 6 Reactor A

SEBAC 7 Reactor A

SEBAC 6 y 7 Reactor B

1020,00 90,45 98,22 1,78 17,80 16,10 1,70

1030,00 91,71 97,83 2,17 21,70 19,90 1,80

1100,00 76,49 97,12 2,88 28,80 22,03 6,77

STS (g/L) SVS (g/L) SFS (g/L) pH

10,57 8,17 2,40 4,45

15,90 8,90 7,00 4,91

38,80 14,03 24,77 8,26

Alcalinidad (gCaCO3/L) N-NH4 (g/L) N-total (g/kg) COD (g/L) Carbono (%) (Materia orgánica) C:N (Materia orgánica)

0,19 0,17 24,9 64,8 52,5

0,14 0,22 23,2 59,6 53,2

0,84 1,79 34,6 36,5 44,4

21,1

22,9

12,8

Densidad (kg/m3) Materia Orgánica (%) Humedad (%) Sólidos (%) ST (g/kg) SV (g/kg) SFT (g/kg)

La cantidad de lixiviado a transferir entre los reactores, calculada teóricamente a partir de la cantidad inicial de residuo a digerir en cada reactor A y haciendo uso de las estimaciones bibliográficas citadas anteriormente (entre un 5 y 10%) (Lai et al., 2001), resulta 485 y 970 mL/día para ambos reactores.

En este caso, a diferencia de los ensayos previos en los que el reactor A estaba constituido por ROF exclusivamente, la cantidad de lixiviado que se genera es muy superior (Tabla III.20).

172

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

Tabla III.20. Cantidad de lixiviado traspasado entre los reactores A y B de los sistemas SEBAC 6 y 7. Día

0 1 2 3 4 5 7 8 9 10 11 14 15 16 17 18 21 22 23 24 25 28 29 30 31 32 35 36 37 38 42 43 44 45 46 49 50 51 52 53 54 55 58 62 63 64 65 66 67 68 69 70 72

reactor A-SEBAC 6

Lixiviado traspasado reactor A-SEBAC 7

reactor B- SEBAC 6 y 7

Lixiviado (mL)

Alimentación (mL)

Lixiviado (mL)

Alimentación (mL)

Efluente (mL)

Alimentación (mL)

0 385 440 550 550 500 500 440 500 410 400 470 450 550 550 600 600 400 520 530 600 600 600 580 580 550 600 600 600 600 600 400 400 580 600 580 600 600 580 600 600 580 600 600 500 420 550 500 650 600 600 580 550

485 385 440 550 550 500 500 440 500 410 400 470 450 550 550 600 600 400 520 530 600 600 600 580 580 550 600 600 600 600 600 400 400 580 600 580 600 600 580 600 600 580 600 600 500 420 550 500 650 600 600 580 550

0 320 300 315 300 410 480 500 500 460 440 500 400 450 500 500 400 250 500 450 600 500 480 430 500 500 550 600 580 580 600 500 600 600 580 600 600 580 600 600 600 550 600 500 600 610 600 510 600 600 600 600 550

485 320 300 315 300 410 480 500 500 460 440 500 400 450 500 500 400 250 500 450 600 500 480 430 500 500 550 600 580 580 600 500 600 600 580 600 600 580 600 600 600 550 600 500 600 610 600 510 600 600 600 600 550

0 705 740 865 850 910 980 940 1000 870 840 970 850 1000 1050 1100 1000 650 1020 980 1200 1100 1080 1010 1080 1050 1150 1200 1180 1180 1200 900 1000 1180 1180 1180 1200 1180 1180 1200 1200 1130 1200 1100 1100 1030 1150 1010 1250 1200 1200 1180 1100

0 705 740 865 850 910 980 940 1000 870 840 970 850 1000 1050 1100 1000 650 1020 980 1200 1100 1080 1010 1080 1050 1150 1200 1180 1180 1200 900 1000 1180 1180 1180 1200 1180 1180 1200 1200 1130 1200 1100 1100 1030 1150 1010 1250 1200 1200 1180 1100

173

Optimización del proceso SEBAC

Día

reactor A-SEBAC 6

Lixiviado traspasado reactor A-SEBAC 7

reactor B- SEBAC 6 y 7

Lixiviado (mL)

Alimentación (mL)

Lixiviado (mL)

Alimentación (mL)

Efluente (mL)

Alimentación (mL)

73 74 75 78 79 78 79 80 83 84 85 86 90 91 92 93 94 98 99 100 102 103 104 107 108 109 110

600 600 580 600 600 600 600 575 600 650 550 500 600 500 420 550 500 580 550 600 580 500 500 550 500 550 500

600 600 580 600 600 600 600 575 600 650 550 500 600 500 420 550 500 580 550 600 580 500 500 550 500 550 0

580 600 580 600 550 600 500 600 600 600 580 500 510 600 500 500 500 480 600 650 600 580 500 520 500 500 450

580 600 580 600 550 600 500 600 600 600 580 500 510 600 500 500 500 480 600 650 600 580 500 520 500 500 0

1180 1200 1160 1200 1150 1200 1100 1175 1200 1250 1130 1000 1110 1100 920 1050 1000 1060 1150 1250 1180 1080 1000 1070 1000 1050 0

1180 1200 1160 1200 1150 1200 1100 1175 1200 1250 1130 1000 1110 1100 920 1050 1000 1060 1150 1250 1180 1080 1000 1070 1000 1050 950

TOTAL

43160

43145

41555

41590

83765

84715

En la Tabla III.21 se presentan las evoluciones de los principales parámetros de operación en los sistemas SEBAC 6 y 7.

174

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

Tabla III.21. (a) Evolución de los principales parámetros de operación del reactor A del SEBAC 6. Reactor A - SEBAC 6 día

STS

SVS

COD

Alcalinidad

pH

Amonio

0 2 3 4 5 7 8 9 10 11 14 16 17 18 21 24 25 26 27 28 29 30 31 32 34 35 36 37 42 43 46 49 50 51 52 54 55 60 64 67 70 74 80 85 90 95 100 105 110

(g/L) 10,6 11,1 11,9 11,7 11,7 12,3 14,5 15,7 19,3 19,9 18,7 18,5 16,9 14,3 10,6 11,3 9,1 9,6 9,4 8,3 8,8 7,7 8,6 7,5 7,5 7,5 6,7 6,8 6,3 6,9 6,6 6,3 6,1 7,9 6,1 6,7 6,1 5,8 6,9 6,3 6,7 5,8 6,9 6,7 5,7 4,3 5,8 5,7 5,2

(g/L) 8,2 9,0 8,5 9,7 9,5 9,4 10,3 12,3 11,3 11,4 12,2 13,1 11,4 9,7 9,8 9,5 8,3 7,1 7,7 6,3 5,0 5,7 6,5 5,8 5,8 5,7 5,5 4,3 4,5 4,8 4,1 5,0 4,3 4,9 4,3 5,1 4,3 5,4 5,6 5,6 5,4 5,4 5,6 5,8 4,9 3,7 5,4 4,2 3,9

(g/L) 64,8 66,9 68,9 73,0 77,2 83,3 86,8 86,8 88,6 88,4 87,2 86,0 84,5

(mg/L) 189,0 193,0 216,0 225,0 235,0 245,0 255,0 266,0 270,0 289,0 288,0 300,2 298,0 301,0 303,0 299,0 344,0 330,0 315,0 296,0 314,5 388,5 433,0 477,5 494,0 503,5 509,5 515,5 576,0 668,0 697,0 699,0 707,5 725,0 685,0 650,0 690,0 653,0 649,5 607,5 602,5 627,5 616,5 600,0 602,5 607,5 705,3 787,5 796,5

4,5 4,3 4,4 4,4 4,5 4,5 4,5 4,5 4,5 4,5 4,7 4,7 4,7 4,7 4,6 4,8 5,0 4,9 4,8 4,8 4,9 4,9 5,0 5,1 5,1 5,1 5,2 5,2 5,3 5,4 5,4 5,4 5,5 5,5 5,6 6,0 5,7 5,9 5,7 6,0 6,2 6,5 7,2 7,2 7,3 7,4 8,1 8,1 8,2

(mg/L) 168,0 504,0 448,0 560,0 840,0 728,0 672,0 672,0 560,0 560,0 840,0 1064,0 1400,0 1568,0 1680,0 1680,0 1792,0 1624,0 1400,0 1568,0 1792,0 2184,0 2296,0 2240,0 2072,0 2072,0 2128,0 2128,0 2072,0 2072,0 2016,0 2072,0 2072,0 2016,0 2128,0 2072,0 2016,0 1736,0 2016,0 2072,0 2016,0 1848,0 1904,0 1848,0 1848,0 1792,0 1848,0 1792,0 1792,0

80,5 76,8 74,5 63,0

61,6 62,0 59,2 58,0 58,0 55,8 54,4 43,9 42,1 42,0 40,1

175

Optimización del proceso SEBAC

Tabla III.21. (b) Evolución de los principales parámetros de operación del reactor A del SEBAC 7. Reactor A - SEBAC 7 día

STS

SVS

COD

Alcalinidad

pH

Amonio

0 2 3 4 5 7 8 9 10 11 14 16 17 18 21 24 25 26 27 28 29 30 31 32 34 35 36 37 42 43 46 49 50 51 52 53 54 55 60 64 67 70 74 80 85 90 95 100 105 110

(g/L) 15,9 21,7 33,6 32,7 32,8 36,2 34,9 50,1 49,4 48,8 41,1 33,5 21,3 18,2 14,1 14,8 13,5 12,5 11,1 11,8 10,0 11,4 10,8 11,3 11,2 11,2 10,7 10,3 9,7 9,2 9,8 9,7 9,2 9,5 9,0 8,4 7,8 8,5 7,8 9,4 9,4 8,6 7,9 7,8 7,8 6,8 5,7 5,1 5,0 5,1

(g/L) 8,9 12,8 23,1 20,0 20,5 22,0 23,2 40,5 40,1 37,1 29,9 22,8 15,1 14,7 9,7 9,4 9,1 8,2 8,6 8,0 8,4 8,5 8,6 8,8 7,3 7,7 7,2 7,2 8,6 7,6 6,5 6,7 6,6 6,2 6,4 6,5 5,6 5,2 5,6 6,9 5,4 5,7 6,0 5,6 5,6 5,5 5,5 4,1 3,2 4,0

(g/L) 59,6 58,8 58,9 59,8 61,4 63,9 65,7 79,3 84,5 88,6 88,3 87,9 85,6

(mg/L) 144,0 344,5 380,0 401,5 466,0 488,5 528,0 452,0 519,0 524,0 387,5 479,0 482,5 469,0 469,0 427,5 491,5 433,0 498,0 594,0 614,0 718,0 749,0 780,0 789,5 799,0 803,8 808,5 830,0 794,5 700,0 694,0 705,0 717,0 725,0 718,0 704,5 799,0 992,5 812,5 667,3 697,5 686,3 675,0 650,0 623,0 602,3 655,2 693,0 703,0

4,9 4,8 5,5 5,6 5,4 5,4 5,2 5,2 5,2 5,2 5,0 5,0 5,2 5,2 5,1 5,0 5,2 5,1 5,2 5,4 5,4 5,8 6,0 6,1 6,1 6,5 7,0 7,2 7,3 7,2 7,0 7,0 7,0 7,1 7,2 7,4 7,4 7,1 7,0 7,2 7,2 7,1 7,0 6,9 6,9 7,9 8,0 8,2 8,2 8,3

(mg/L) 224,0 560,0 1176,0 1176,0 1232,0 1288,0 1456,0 1512,0 1512,0 1568,0 1568,0 1624,0 2128,0 2072,0 1960,0 1736,0 2016,0 1904,0 1848,0 2184,0 2240,0 2296,0 2296,0 2184,0 2072,0 1960,0 1736,0 1736,0 1680,0 1624,0 1624,0 1680,0 1680,0 1848,0 1848,0 1792,0 1848,0 1792,0 1792,0 1792,0 1792,0 1680,0 1568,0 1680,0 1568,0 1456,0 1344,0 1344,0 1344,0 1344,0

87,3 78,0 76,8 58,7

56,7 55,7 55,0 53,7 50,2 45,8 46,6 41,1 39,3 38,6 37,6

176

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

Tabla III.21. (c) Evolución de los principales parámetros de operación del reactor B del SEBAC 6 y 7.

Reactor B - SEBAC 6 y 7 día

STS

SVS

COD

Alcalinidad

pH

Amonio

0 2 3 4 5 7 8 9 10 11 14 16 17 18 21 24 25 26 27 28 29 30 31 34 35 36 37 42 43 46 49 50 51 52 53 54 55 60 64 65 67 70 74 80 85 90 95 100 105 110

(g/L) 38,8 39,3 40,2 37,0 38,0 33,9 32,5 32,0 29,3 19,3 18,1 17,5 14,2 15,2 14,7 13,5 14,1 15,7 12,7 12,8 15,1 13,0 10,9 14,0 12,1 9,6 7,2 9,7 10,8 11,9 9,1 9,6 10,0 9,7 8,5 9,7 8,1 8,5 9,0 8,6 7,9 8,8 6,5 6,5 6,2 6,3 5,6 5,7 5,5 5,4

(g/L) 14,0 14,2 16,1 16,5 17,9 15,0 16,6 15,8 16,9 14,9 13,5 11,1 12,8 11,0 9,0 8,0 9,2 7,7 6,6 7,3 8,5 8,5 8,5 9,9 7,5 6,9 6,3 7,3 8,1 8,9 7,0 6,9 5,6 7,3 5,5 7,3 7,0 5,5 7,0 6,1 5,1 6,2 5,0 6,0 4,5 4,8 4,2 4,1 3,9 3,7

(g/L) 36,5 38,6 37,9 38,2 40,0 40,0 42,4 45,0 46,0 47,7 49,8 48,6 49,9

(mg/L) 843,0 829,5 849,0 899,5 909,0 779,0 598,5 605,0 624,0 628,0 721,5 657,5 614,0 793,5 791,5 793,0 855,5 875,0 945,0 1002,5 914,0 919,0 977,3 947,5 879,5 881,5 883,5 880,0 867,5 856,5 857,5 862,5 854,0 734,5 717,5 700,0 707,5 703,0 700,0 700,0 699,0 600,0 700,0 692,5 675,0 589,0 609,0 598,5 633,0 650,5

8,3 7,6 7,7 7,5 7,7 6,9 6,7 6,7 6,8 6,8 6,7 6,7 6,7 7,1 7,4 7,4 7,5 7,5 7,5 7,8 7,9 7,9 7,9 7,9 8,0 8,0 8,1 8,1 8,2 8,4 8,5 8,5 8,6 8,4 8,4 8,3 8,2 8,3 8,3 8,3 8,3 8,3 8,4 8,4 8,4 8,4 8,5 8,3 8,3 8,3

(mg/L) 1792,0 1792,0 1624,0 1624,0 1400,0 1792,0 2184,0 1792,0 1904,0 2072,0 2184,0 2184,0 2240,0 2296,0 2240,0 2296,0 2352,0 2240,0 2184,0 2184,0 2184,0 2240,0 2240,0 1904,0 1792,0 1680,0 1680,0 1736,0 1792,0 1680,0 1624,0 1624,0 1456,0 1512,0 1400,0 1400,0 1344,0 1344,0 1344,0 1400,0 1344,0 1344,0 1232,0 1344,0 1232,0 1344,0 1232,0 1232,0 1232,0 1232,0

48,2 59,8 61,2 63,4 57,1 48,5 35,7 31,8 29,4 28,5 28,5 27,2 27,0 26,9 26,9

177

Optimización del proceso SEBAC

Como se puede observar en las anteriores Tablas para ambos sistemas, durante los 10 primeros días de operación, se produce un aumento en los valores de STS y SVS de los lixiviados, característico de la fase inicial del proceso. De la misma forma la COD del lixiviado también sufre un aumento inicial que se prolonga hasta los 10 y 14 días desde el comienzo del ensayo. Posteriormente, los SEBAC 6 y 7 alcanzan una eficacia degradativa del lixiviado de 38,2% y 36,1% eliminación de COD respectivamente. Sin embargo, si consideramos que en los primeros 15 días los valores de COD aumentan debido a la solubilidad de los compuestos y, por lo tanto, existe una mayor tasa de hidrólisis, el porcentaje de COD podría alcanzar los 54,8% para el SEBAC 6 y 57,6% para el SEBAC 7 (Figura III.17). %ELIM COD

COD

100

80

80

60

60

40

40

20

20 0

0 0

4

8

11

17 27 Tiempo (días)

42

54

85

110

SEBAC 7 - reactor A

100

COD (g/L)

% Eliminación

SEBAC 6 - reactor A

100

80

80

60

60

40

40

20

20

% Eliminación

COD (g/L)

100

0

0 0

4

8

11

17

27

42

54

85

110

Tiempo (días) SEBAC 6 y 7 - reactor B

100

80

80

60

60

40

40

20

20

% Eliminación

COD (g/L)

100

0

0 0

4

8

11

17

27

42

54

85

110

Tiempo (días)

Figura III.17. Evoluciones temporales de la demanda química de oxígeno (DQO) y valores de eliminación, en los sistemas SEBAC 6 y 7.

178

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

Otros parámetros relevantes para el control y seguimiento del proceso de digestión anaerobia seca para los sistemas SEBAC 6 y 7 se recogen en la Figura III.18.

10

reactor A- SEBAC 6

reactor A- SEBAC 7

reactor B- SEBAC 6 y 7

9

pH

8 7 6 5 4 0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

110

70

80

90

100

110

70

80

90

100

110

Tiempo (días) 2500

N-NH 4 (mg/L)

2000 1500 1000 500 0 0

10

20

30

40

50

60

Tiempo (días)

Alcalinidad (mg/L)

1200

900

600

300

0 0

10

20

30

40

50

60

Tiempo (días)

Figura III.18. Evoluciones temporales del pH, alcalinidad (mg/L), y N-NH4 (mg/L), sistemas SEBAC 6 y 7.

179

Optimización del proceso SEBAC

En el reactor A del SEBAC 6, el N-NH4 presenta un aumento significativo en los primeros 30 días, desde concentraciones iniciales de 168 mg/L hasta 2184 mg/L. Así, el pH y la alcalinidad permanecen prácticamente constantes, en este período, en el rango de 4,5 y 5,0 y 189,0 y 388,5 mgCaCO3/L. Finalmente, a partir del día 30 se observan mayores incrementos del pH y de la alcalinidad que se relacionan con mayores porcentajes de eliminación del carbono orgánico disuelto. Resultados similares fueron observados en el reactor A del SEBAC 7, con un aumento de las concentraciones de amonio entre un 224,0 y 2296,0 mgN-NH4/L en los primeros 30 días. No obstante, se observa un incremento en los valores de pH (desde 4,9 hasta 5,8) y de la alcalinidad (144,0 hasta 718,0 mgCaCO3/L). A continuación, se presentan las evoluciones de los principales parámetros del biogás correspondientes a cada reactor (Tabla III.22). Con respecto a la producción y composición de biogás y metano en el reactor A del SEBAC 6 se puede observar, en las Figuras III.19 y III.20, una producción de biogás constante, con valores medios de 2,0 L, durante los primeros 40 días. Asimismo, se observan mayores producciones del biogás, con valor es medios de 2,8 L, en la fase de estabilización del proceso de digestión anaerobia termofílica seca del RSU. Las mayores concentraciones de hidrógeno en el biogás ocurren en la fase de hidrólisis y, la desaparición del hidrógeno en el biogás ocurre a partir del día 14, y coincide con el aumento de CH4 y CO2. Durante la fase de aclimatación (días 25 a 105), la concentración media de metano es del 59,2% y la concentración media de dióxido de carbono del 40,8%.

En cuanto al reactor A del SEBAC 7, se carece de datos de producción y composición de biogás entre los días 15 y 50 del ensayo debido a problemas experimentales con el sistema de recogida de gases (Figura III.19 y Figura III.20). No obstante, durante la fase de aclimatación (días 25 a 105), la concentración media de metano es del 64,7% y la concentración media de dióxido de carbono del 35,3%, característica de los procesos anaerobios y similares al SEBAC 6.

180

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

Tabla III.22. Volumen y composición del biogás, exento de aire, de los SEBAC 6 y 7.

Reactor A – SEBAC 6 Biogás Composición (%)

día

1 2 3 4 5 7 8 9 10 11 14 15 16 17 18 21 22 23 24 25 26 28 29 30 31 32 33 34 35 36 37 38 39 40 42 43 44 45 46 47 49 50 51 52 53 54 56 59 60 61 63

Reactor A – SEBAC 7 Biogás Composición (%)

Reactor B – SEBAC 6 y 7 Biogás Composición (%)

H2

CH4

CO2

(L)

H2

CH4

CO2

(L)

H2

CH4

CO2

(L)

3,5 3,7 14,4 12,2 9,8 0,0 9,5 18,7 19,3 19,2 0,0 0,0 0,0 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00

2,22 13,70 11,87 1,28 1,77 30,95 13,86 9,22 3,27 2,53 3,85 25,00 28,57 32,20 27,59 30,51 25,93 38,21 36,36 40,02 39,59 46,80 50,46 53,19 56,37 58,59 62,38 59,36 59,12 59,33 58,95 61,33 65,05 65,59 66,71 65,62 63,18 64,28 61,71 60,10 59,96 60,08 59,55 60,63 59,83 60,43 59,09 66,27 66,84 59,63 55,71

94,32 82,58 73,73 86,52 88,45 69,05 76,61 72,08 77,43 78,27 96,15 75,00 71,43 67,80 72,41 69,49 74,07 61,79 63,64 59,98 60,41 53,20 49,54 46,81 43,63 41,41 37,62 40,64 40,88 40,67 41,05 38,67 34,95 34,41 33,29 34,38 36,82 35,72 38,29 39,90 40,04 39,92 40,45 39,37 40,17 39,57 40,91 33,73 33,16 40,37 44,29

1,60 1,40 2,07 2,37 2,07 1,90 1,70 1,90 1,90 2,93 1,90 2,67 1,88 2,93 1,90 1,80 2,27 1,98 2,55 1,78 1,60 1,37 1,87 1,20 1,07 1,00 1,15 1,00 1,45 1,20 1,15 1,67 1,67 1,73 2,13 4,80 2,77 3,13 2,10 1,13 4,33 2,63 1,93 2,73 3,83 2,63 3,50 8,00 7,20 5,50 5,50

0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 15,4 21,0 19,0 18,0 ---------------------------------------------------------------------------------------------------0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00

28,50 30,00 40,15 47,40 53,85 11,55 3,32 2,94 7,22 10,45 ---------------------------------------------------------------------------------------------------62,87 64,75 64,78 67,39 62,89 63,77 68,92 69,32

71,50 70,00 59,85 52,60 46,15 88,45 96,68 97,06 92,78 89,55 ---------------------------------------------------------------------------------------------------37,13 35,25 35,22 32,61 37,11 36,23 31,08 30,68

1,30 1,30 2,90 2,90 2,80 1,80 1,80 1,80 1,80 1,55 ---------------------------------------------------------------------------------------------------1,70 1,90 4,90 5,93 4,90 5,67 1,88 3,93

17,08 11,09 22,58 7,58 7,58 10,30 13,09 10,12 9,79 20,99 0,00 17,70 25,88 4,78 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00

29,97 21,79 27,82 40,82 40,82 40,82 35,74 36,64 33,97 29,63 48,11 24,78 30,11 36,55 53,11 60,71 58,27 59,23 59,16 63,02 63,34 68,00 67,62 75,39 72,56 73,00 80,60 82,36 81,96 81,13 79,80 81,29 81,82 83,33 82,45 81,99 82,28 85,05 90,23 87,48 85,68 85,66 86,63 85,66 86,40 88,34 87,52 87,85 88,74 88,27 89,18

52,95 67,12 49,60 51,60 51,60 48,88 51,17 53,24 56,24 49,38 51,89 57,52 44,01 58,67 46,89 39,29 41,73 40,77 40,84 36,98 36,66 32,00 32,38 24,61 27,44 27,00 19,40 17,64 18,04 18,87 20,20 18,71 18,18 16,67 17,55 18,01 17,72 14,95 9,77 12,52 14,32 14,34 13,37 14,34 13,60 11,66 12,48 12,15 11,26 11,73 10,82

2,97 25,87 27,67 21,97 17,67 21,27 17,67 17,07 9,17 6,27 5,93 4,50 4,35 4,67 3,17 2,60 3,07 3,25 3,48 3,58 4,17 4,98 9,78 5,58 5,92 6,20 4,58 5,58 5,58 4,05 6,95 5,93 7,23 5,15 6,27 14,45 14,83 5,88 4,18 3,57 4,03 3,73 3,80 3,40 3,00 2,60 2,40 2,80 2,80 3,00 2,20

181

Optimización del proceso SEBAC

Reactor A – SEBAC 6 Biogás Composición (%)

día 66 67 68 70 71 73 73 74 75 78 79 78 79 80 83 84 85 86 89 90 91 92 98 99 100 103 104 105 106 107 110

Reactor A – SEBAC 7 Biogás Composición (%)

Reactor B – SEBAC 6 y 7 Biogás Composición (%)

H2

CH4

CO2

(L)

H2

CH4

CO2

(L)

H2

CH4

CO2

(L)

0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00

57,23 57,03 58,10 59,87 60,75 62,57 65,48 62,37 59,50 56,72 58,63 54,05 61,70 50,07 53,56 55,21 56,35 65,08 65,50 57,67 63,70 64,29 66,01 62,40 59,76 57,50 61,25 53,68 46,56 32,41 37,10

42,77 42,97 41,90 40,13 39,25 37,43 34,52 37,63 40,50 43,28 41,37 45,95 38,30 49,93 46,44 44,79 43,65 34,92 34,50 42,33 36,30 35,71 33,99 37,60 40,24 42,50 38,75 46,32 53,44 67,59 62,90

3,00 1,97 6,96 2,00 1,90 2,20 1,90 1,10 0,85 1,10 0,77 0,77 0,60 0,35 0,43 0,43 0,35 0,27 0,27 0,18 0,17 0,43 1,10 0,60 0,55 0,57 0,55 1,00 1,10 1,00 0,85

0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00

64,36 66,54 58,33 61,63 54,53 55,57 53,05 56,05 58,88 63,27 64,05 60,00 61,00 56,67 68,42 57,48 59,32 57,89 57,75 68,00 72,00 78,00 83,00 81,00 78,95 75,00 71,91 63,00 61,00 58,90 55,00

35,64 33,46 41,67 38,37 45,47 44,43 46,95 43,95 41,12 36,73 35,95 40,00 39,00 43,33 31,58 42,52 40,68 42,11 42,25 32,00 28,00 22,00 17,00 19,00 21,05 25,00 28,09 37,00 39,00 41,10 45,00

3,90 3,12 1,60 2,30 1,77 1,85 1,85 1,77 1,52 1,12 1,35 1,35 0,91 0,94 0,71 0,71 0,63 0,51 0,51 0,65 0,52 0,52 0,50 0,45 0,50 0,40 0,40 0,33 0,40 0,50 0,68

0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00

89,60 91,59 92,26 92,77 90,39 89,57 87,72 86,92 81,63 90,24 89,69 85,56 82,00 77,00 77,00 84,47 81,37 87,50 73,08 80,00 85,37 83,33 89,47 77,78 90,00 84,62 83,33 87,50 83,33 89,47 77,78

10,40 8,41 7,74 7,23 9,61 10,43 12,28 13,08 18,37 9,76 10,31 14,44 18,00 23,00 23,00 15,53 18,63 12,50 26,92 20,00 14,63 16,67 10,53 22,22 10,00 15,38 16,67 12,50 16,67 10,53 22,22

1,30 1,27 1,10 1,80 1,90 2,00 2,60 2,80 2,47 2,00 1,50 2,00 1,80 1,80 2,00 2,00 1,83 1,83 1,58 1,58 1,50 1,58 2,00 1,67 1,50 1,58 1,33 1,00 1,00 1,00 1,00

182

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC reactor A - SEBAC 6

12

BIOGAS

CH4

Producción Biogas (Litros)

9 6 3 0 0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

110

70

80

90

100

110

70

80

90

100

110

70

80

90

100

110

Tiempo (días)

reactor A - SEBAC 6

Volumen acumulado (L)

450

300

150

0 0

20

30

40

30

40

50

60

Tiempo (días)

reactor A - SEBAC 7

12 Producción Biogas (Litros)

10

9 6 3 0 0

20

50 60 Tiempo (días)

reactor B - SEBAC 6 y 7

12

Producción Biogas (Litros)

10

9

6

3

0 0

10

20

30

40

50

60

Tiempo (días) reactor B - SEBAC 6 y 7

Volumen acumulado (L)

450 300 150 0 0

10

20

30

40

50 60 Tiempo (días)

70

80

90

100

Figura III.19. Evoluciones temporales de la producción y volumen acumulado del biogás y metano (SEBAC 6 y 7).

183

Optimización del proceso SEBAC

Composición Biogas (%)

100 reactor A- SEBAC 6

CH4

CO2

H2

80 60 40 20 0 0

20

30

40

50 60 Tiempo (días)

70

80

90

70

80

90

100

110

reactor A - SEBAC 7

100 Composición Biogas (%)

10

80 60 40 20 0 0

20

30

40

50 60 Tiempo (días)

100

110

reactor B - SEBAC 6 y 7

100 Composición Biogas (%)

10

80 60 40 20 0 0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

110

Tiempo (días)

Figura III.20. Evoluciones temporales de la composición del biogás en los SEBAC 6 y 7.

En la Tabla III.23 se exponen los valores de los principales parámetros de caracterización de los lixiviados finales de los reactores.

184

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

Tabla III.23.

Caracterización físico-química final de los efluentes en los sistemas SEBAC 6 y 7 tras 110 días de experimentación. Valores Iniciales y Finales

Parámetros Analíticos

Reactor A -SEBAC 6

Reactor A -SEBAC 7

Inicial

Final

Inicial

Final

Inicial

Reactor B -LODO Final

Densidad (kg/m3) Materia Orgánica (%) Humedad (%) Sólidos (%) ST (g/kg) SV (g/kg) SFT (g/kg)

1020,0 90,45 98,22 1,78 17,80 16,10 1,70

1010,0 71,43 98,55 1,45 14,47 10,33 4,13

1030,0 91,71 97,83 2,17 21,70 19,90 1,80

1020,0 95,15 98,66 1,34 13,40 12,75 0,65

1100,00 76,49 97,12 2,88 28,80 22,03 6,77

1080,0 30,99 96,45 3,55 35,50 11,00 24,50

STS (g/L) SVS (g/L) SFS (g/L) pH

10,57 8,17 2,40 4,45

5,20 3,90 1,30 8,16

15,90 8,90 7,00 4,91

5,10 3,95 1,15 8,30

38,80 14,03 24,77 8,26

5,40 3,70 1,70 8,30

Alcalinidad (g/L) N-NH4 (g/L) N-total (g/kg) COD (g/L) Carbono (%) (Materia orgánica) C:N (Materia orgánica)

0,19 0,17 24,9 64,8 52,5 21,1

0,80 1,79 31,0 40,06 41,43 13,36

0,14 0,22 23,2 59,6 53,2 22,9

0,70 1,34 28,9 37,56 55,19 19,10

0,84 1,79 34,6 36,5 44,4 12,8

0,65 1,23 45,0 26,95 17,97 3,99

En la Tabla III.24 se muestran los valores de porcentajes de eliminación de carbono orgánico disuelto y producción de biogás de los SEBAC 6 y 7. Los valores del porcentaje de eliminación del COD son similares en ambos casos. Las mayores producciones de biogás y metano observadas en el SEBAC 6 se deben a que el reactor A del SEBAC 7 presentó problemas operacionales. Así, con respecto a la utilización de agentes estructurantes se puede concluir que, tanto la cáscara de arroz como el residuo de jardín mejoran la morfología del residuo orgánico fresco permitiendo un proceso anaerobio eficaz para degradar el residuo y producir gas (Figura III.21). Tabla III.24. Porcentaje de eliminación de la materia orgánica (COD), volumen medio generado y volumen de biogás y metano acumulado de los sistemas SEBAC 6 y 7, tras 110 días de experimentación. % Eliminación

SEBAC 6 reactor A SEBAC 7 reactor A SEBAC 6 y 7 reactor B

Volumen medio (L/día)

Volumen acumulado (L)

COD

Biogás

CH4

Biogás

CH4

38,2 36,1 26,2

1,45 0,77 3,85

0,71 0,42 2,29

159,8 85,0 423,5

78,9 46,8 252,7

185

Optimización del proceso SEBAC

a)

b)

Figura III.21.

Residuo orgánico fresco posterior al tratamiento anaeróbico: a) reactor A del SEBAC 6; b) reactor A del SEBAC 7.

4.1.3.1. Resumen de los resultados de los SEBAC 6 y 7:

Los resultados obtenidos muestran que el nuevo procedimiento propuesto mejora el funcionamiento del sistema convencional SEBAC.

™

La adición de agentes estructurantes (cáscara de arroz y residuo de jardín) al residuo orgánico fresco ha permitido que el inóculo procedente del reactor B perchéele de manera efectiva a través del mismo y se produzca una adecuada colonización por parte de los microorganismos anaerobios.

™

Ambos sistemas SEBAC (6 y 7) poseen una alta eficiencia degradativa comparados con el reactor A del SEBAC 4 en el que no se adicionó agente estructurante. Por tanto, la adición de agente estructurante evita problemas operativos y mejora la eficacia del sistema, en comparación con el comportamiento del SEBAC 4.

186

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

4.1.4. Propuesta de un protocolo de arranque y estabilización del sistema SEBAC

De acuerdo con la información obtenida del conjunto de estudios desarrollados con el sistema SEBAC en condiciones termofílicas de temperatura y alto contenido en sólidos, se establece el siguiente protocolo de arranque del sistema SEBAC para la degradación de residuos orgánicos:

  Realizar un pretratamento de acondicionamiento de la fracción orgánica del residuo sólido urbano

consistente en el secado del mismo durante un período de 12 horas a temperatura ambiente y, posteriormente, 24 horas a 55ºC, hasta obtener una masa final con un 10-20% de humedad aproximadamente.   La fracción orgánica previamente secada y triturada se debe mezclar con agente estructurante CA o

RJ (15% del peso total del residuo a ser tratado) y, posteriormente, se debe adicionar agua hasta obtener una mezcla con un contenido del 30% de ST.   El sistema SEBAC debe estar conformado por un reactor A con 2 capas de ROF y 2 capas de purín

alternadas, y un reactor B constituido, preferencialmente, por lodos de EDAR digeridos en condiciones anaerobias mesofílicas.

187

Optimización del proceso SEBAC

4.2. Validación del protocolo de arranque y estabilización del sistema SEBAC Para validar el protocolo previamente propuesto se diseñó un nuevo ensayo (SEBAC 8). En este ensayo se utilizaron dos tipos de residuos en el mismo reactor (ROF y PURINES) dispuestos en dos capas, según se ha propuesto anteriormente, para favorecer la percolación de la alimentación y facilitar un rápido arranque del sistema de acuerdo con los resultados obtenidos en el sistema SEBAC 3. Además, el residuo ROF utilizado fue previamente secado, según la sistemática ensayada en los experimentos SEBAC 6 y 7 y se modificaron sus características morfológicas mediante la adición de cáscara de arroz como agente estructurante (según los resultados obtenidos del SEBAC 6). En este caso, se podría haber utilizado cualquiera de los agentes estructurantes ensayados, CA o RJ, pero se optó por la cáscara de arroz por su mayor disponibilidad.

Considerando que las dos fuentes de inóculo probadas (LODO y ROF/PURINES) son viables para el arranque del proceso, el reactor B (SEBAC 8) se llenó con LODO de depuradora debido a su abundancia y facilidad de adquisición.

Por tanto, las características del nuevo sistema SEBAC 8 son las siguientes:

8

SEBAC 8: sistema dotado de un reactor A (2 capas de ROF y 15% CA respecto al contenido de ROF;

y 2 capas PURÍN y 15% CA respecto al contenido de purines); y un reactor B con LODO como fuente de inóculo. La composición de este sistema y las características físico-químicas iniciales de los lixiviados iniciales se recogen detalladamente en las Tablas III.25 y III.26, respectivamente. Tabla III.25. Composición de los reactores A y B del sistema SEBAC 8.

Parámetros

Reactor A (ROF/PURINES)

SEBAC 8

Número de capas ROF + CA PURINES + CA

2 ROF; 2 PURINES (1,0kg ROF + 0,150kg CA) (1,5kg PURINES + 0,225kg CA)

Peso total residuo (kg) Vol. agua destilada (L) Peso total (kg)

5,75 7,0 12,75

188

Reactor B (LODO) 0,0 21,0 21,0 0,0 21,0

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

Tabla III.26. Caracterización físico-química del lixiviado inicial del sistema SEBAC 8. Valores Iniciales Parámetros Analíticos

SEBAC 8 Reactor A

Reactor B

1020,00 87,9 97,86 2,14 21,37 18,80 2,57

1080,00 64,0 95,78 4,22 42,20 27,0 15,20

STS (g/L) SVS (g/L) SFS (g/L) pH

9,55 9,00 0,55 4,80

19,23 11,00 7,70 7,90

Alcalinidad (gCaCO3/L) N-NH4 (g/L) N-total (g/kg) DQO (g/L) Carbono (%) (Materia orgánica) C:N (Materia orgánica)

0,13 0,28 23,5 67,55 50,3 21,4

0,61 2,24 33,2 48,58 37,1 11,2

Densidad (kg/m3) Materia Orgánica (%) Humedad (%) Sólidos (%) ST (g/kg) SV (g/kg) SFT (g/kg)

Tanto el ROF como el inóculo LODO utilizado en este experimento coinciden con los utilizados en los SEBAC 6 y 7. Las características físico-químicas iniciales de los residuos (ROF y LODO) se recogen en las Tablas II.9 y II.12, respectivamente, del Capítulo II (apartados 4.1 y 4.2). Asimismo, el residuo PURINES es el utilizado en los experimentos SEBAC anteriores. Las características físico-químicas iniciales del PURÍN se recogen en la Tabla II.13 del Capítulo II (apartado 4.2).

La cantidad de lixiviado a transferir, calculada teóricamente como el 5% - 10% de la cantidad inicial del residuo total a digerir en el reactor A (Lai et al., 2001), se sitúa en el rango 637 y 1275 mL/día. Con la configuración utilizada en el ensayo la cantidad de lixiviado producida es suficiente para cubrir el intercambio requerido (Tabla III.27).

189

Optimización del proceso SEBAC

Tabla III.27. Cantidad de lixiviado traspasado entre los reactores A y B del sistema SEBAC 8.

Día 0 1 2 3 4 5 7 8 9 10 11 14 15 16 17 18 21 22 23 24 25 26 28 29 30 31 32 33 34 35 36 37 38 42 43 44 45 46 49 50 51 52 53 54 55 58 62 63 64 65 66

Lixiviado traspasado - SEBAC 8 REACTOR A REACTOR B Lixiviado (mL) Alimentación (mL) Efluente (mL) Alimentación (mL) 0 650 550 550 500 650 560 600 660 580 580 500 500 550 650 580 600 600 600 600 600 580 600 600 580 600 600 580 600 600 580 600 600 600 600 580 580 600 620 600 600 580 580 600 600 600 550 600 500 600 700

637 650 550 550 500 650 560 600 660 580 580 500 500 550 650 580 600 600 600 600 600 580 600 600 580 600 600 580 600 600 580 600 600 600 600 580 580 600 620 600 600 580 580 600 600 600 550 600 500 600 700

0 650 550 550 500 650 560 600 660 580 580 500 500 550 650 580 600 600 600 600 600 580 600 600 580 600 600 580 600 600 580 600 600 600 600 580 580 600 620 600 600 580 580 600 600 600 550 600 500 600 700

190

637 650 550 550 500 650 560 600 660 580 580 500 500 550 650 580 600 600 600 600 600 580 600 600 580 600 600 580 600 600 580 600 600 600 600 580 580 600 620 600 600 580 580 600 600 600 550 600 500 600 700

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

Día 67 68 69 70 71 72 73 74 75 78 79 78 79 80 83 84 85 86 90 91 92 93 94 98 99 100 TOTAL

Lixiviado traspasado - SEBAC 8 REACTOR A REACTOR B Lixiviado (mL) Alimentación (mL) Efluente (mL) Alimentación (mL) 575 575 575 575 600 600 600 600 580 580 580 580 600 600 600 600 600 600 600 600 600 600 600 600 600 600 600 600 580 580 580 580 580 580 580 580 600 600 600 600 620 620 620 620 600 600 600 600 600 600 600 600 750 750 750 750 600 600 600 600 550 550 550 550 650 650 650 650 700 700 700 700 600 600 600 600 700 700 700 700 650 650 650 650 600 600 600 600 550 550 550 550 600 600 600 600 500 500 500 500 600 0 600 0 45255

45290

45255

45290

En la Tabla III.28 se presentan las evoluciones de los principales parámetros de operación en el sistema SEBAC 8. Durante los primeros días de operación se observa en el reactor A del SEBAC 8 un aumento de los sólidos totales y volátiles en suspensión (entre los días 1 y 10). Este aumento coincide con el aumento de la DQO del lixiviado y puede relacionarse con la fase de hidrólisis.

191

Optimización del proceso SEBAC

Tabla III.28. (a) Evolución de los principales parámetros de operación del reactor A del SEBAC 8.

Reactor A - SEBAC 8 día

0 2 5 6 7 8 9 12 13 14 15 16 19 20 21 22 26 27 30 33 34 36 38 40 42 44 48 52 53 55 58 59 66 70 76 80 86 91 100

STS

SVS

DQO

Alcalinidad

(g/L)

(g/L)

(g/L)

(mg/L)

9,6 10,2 11,9 12,5 11,2 14,5 11,3 10,1 10,9 9,7 9,6 9,0 9,4 9,8 9,2 9,6 8,9 8,0 8,2 8,8 8,4 7,3 7,1 7,2 7,8 7,4 7,0 7,9 6,1 6,0 7,0 6,6 6,9 6,4 5,9 5,7 5,3 4,4 4,5

9,0 8,5 9,3 10,2 9,3 9,4 9,3 9,3 9,8 8,7 8,4 8,1 8,8 9,0 7,1 7,3 6,6 6,9 6,6 6,5 6,5 5,6 5,1 5,6 6,5 5,5 6,6 5,7 5,8 5,2 4,7 4,6 4,7 4,4 3,7 3,9 3,6 3,8 3,7

67,6 69,8 70,8 72,3 66,7 68,9 68,0 60,2 63,4

134,0 144,0 148,0 151,5 161,5 225,0 282,0 413,5 502,5 519,3 536,0 627,5 661,5 677,5 681,0 641,0 668,0 722,5 780,0 720,0 717,5 781,0 750,0 752,5 766,5 750,0 716,5 700,0 702,5 651,0 690,0 675,0 650,0 661,5 684,5 692,0 645,0 733,0 912,0

56,2 55,6 54,1 56,7 58,2 58,0 47,4 46,4 39,0 35,6 32,5 30,8 27,4 25,9

192

pH

Amonio (mg/L)

4,8 4,9 4,5 4,3 4,6 4,6 4,7 5,0 5,1 5,1 5,1 5,2 5,4 5,4 5,4 5,5 5,6 5,6 5,7 5,7 5,6 5,9 6,6 6,6 6,6 6,7 6,8 6,9 7,0 7,1 7,2 7,4 7,4 7,5 7,5 7,9 8,1 8,1 8,1

280,0 616,0 1008,0 1232,0 1568,0 1512,0 1456,0 2016,0 1960,0 1904,0 1904,0 1904,0 2184,0 2128,0 2072,0 2072,0 2184,0 2128,0 2240,0 2296,0 2352,0 2184,0 2240,0 2184,0 2072,0 1960,0 1960,0 2016,0 1960,0 1904,0 1960,0 1736,0 1904,0 1848,0 1848,0 1792,0 1792,0 1792,0 1792,0

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

Tabla III.28. (b) Evolución de los principales parámetros de operación del reactor B del SEBAC 8.

Reactor B - SEBAC 8 día

0 2 5 6 7 8 9 12 13 14 15 16 19 20 21 22 26 27 30 33 34 36 38 40 42 44 48 52 53 55 58 59 66 70 76 80 86 91 100

STS

SVS

DQO

Alcalinidad

(g/L)

(g/L)

(g/L)

(mg/L)

19,2 15,7 13,5 16,1 15,7 12,7 12,8 15,1 13,0 10,9 13,3 16,0 12,1 9,6 7,2 9,7 10,8 11,9 9,1 9,6 10,0 9,7 8,5 9,7 8,1 8,5 9,0 8,6 7,9 8,8 9,7 9,1 8,6 7,9 6,2 6,3 6,5 6,6 5,7

11,0 9,0 8,0 9,2 7,7 6,6 7,3 8,5 8,5 8,5 9,8 9,9 7,5 6,9 6,3 7,3 8,1 8,9 7,0 6,9 6,6 7,3 7,5 7,3 7,0 6,5 7,0 6,1 5,1 6,2 7,2 6,6 6,1 6,1 4,5 4,8 4,0 4,2 3,7

48,6 48,2 49,8 51,2 55,0 55,7 58,9 59,8 61,3

614,0 793,5 791,5 793,0 855,5 875,0 945,0 1002,5 914,0 919,0 977,3 1035,5 947,5 879,5 881,5 883,5 880,0 867,5 856,5 857,5 862,5 854,0 734,5 717,5 700,0 707,5 703,0 700,0 700,0 699,0 600,0 700,0 692,5 675,0 589,0 619,5 609,0 633,0 650,5

63,4 67,1 63,5 55,7 44,7 38,5 29,2 25,5 19,0 15,6 15,9 14,6 14,9 13,7

193

pH

Amonio (mg/L)

7,7 7,1 7,4 7,4 7,5 7,5 7,5 7,8 7,9 7,9 7,9 7,9 7,9 8,0 8,0 8,1 8,1 8,2 8,4 8,5 8,5 8,6 8,4 8,4 8,3 8,2 8,3 8,3 8,3 8,3 8,3 8,4 8,4 8,4 8,4 8,5 8,3 8,3 8,2

2240,0 2296,0 2240,0 2296,0 2352,0 2240,0 2184,0 2184,0 2184,0 2240,0 2240,0 2240,0 1904,0 1792,0 1680,0 1680,0 1736,0 1792,0 1680,0 1624,0 1624,0 1456,0 1512,0 1400,0 1400,0 1344,0 1344,0 1344,0 1400,0 1344,0 1344,0 1232,0 1344,0 1232,0 1344,0 1232,0 1232,0 1232,0 1232,0

Optimización del proceso SEBAC

Según la Tabla presentada, en el caso del reactor A (ROF/PURÍN), la DQO del lixiviado se mantiene en el entorno 60 – 70 g/L durante los primeros 19 días de ensayo. Esto es debido a que, probablemente, se esté extrayendo la máxima capacidad de materia orgánica del residuo al saturarse el lixiviado en sustancias solubilizables, similar a los SEBAC 6 y 7. Además, esto ocurre en la fase inicial del proceso (correspondiente a la hidrólisis de los compuestos más fácilmente biodegradables), por lo que no se produce un descenso en la concentración de la materia orgánica sino su transformación a formas orgánicas de menor peso molecular. Existe, por lo tanto, una limitación en la velocidad del proceso en este período debido a la capacidad de solubilización e hidrólisis del sistema.

En la Figura III.22 se presentan gráficamente los porcentajes de la eliminación DQO en los distintos reactores implicados en el SEBAC 8.

Posteriormente, a partir del día 20 la DQO disminuye apreciablemente como consecuencia de la degradación metanogénica. El lixiviado posee una composición muy fácilmente accesible y los compuestos orgánicos se degradan muy rápidamente en ambos reactores A y B (lodos), como indican sus altas eficacias depurativas. DQO

100

80

80

60

60

40

40

20

20

0

0 0

9

15 27 Tiempo (días)

44

66

91

SEBAC 8 - reactor B

100

DQO (g/L)

6

100

80

80

60

60

40

40

20

20

0

% Eliminación

DQO (g/L)

%ELIM DQO

% Eliminación

SEBAC 8 - reactor A

100

0 0

8

19

44

86

Tiempo (días)

Figura III.22. Evoluciones temporales de los porcentajes de eliminación de la demanda química de oxígeno (DQO) de los reactores A y B del SEBAC 8.

194

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

En la Figura III.23 se recogen las evoluciones temporales de los principales parámetros de seguimiento y control del proceso de digestión anaerobia (pH, amonio y alcalinidad) en los reactores A y B del sistema SEBAC 8.

reactor A- SEBAC 8

reactor B- SEBAC 8

9

pH

8 7 6 5 4

0

10

20

30

40 50 60 Tiempo (días)

70

80

90

100

N-NH 4 (mg/L)

2500 2000 1500 1000 500 0

0

10

20

30

40 50 60 Tiempo (días)

70

80

90

100

0

10

20

30

40 50 60 Tiempo (días)

70

80

90

100

Alcalinidad (mg/L)

1100 900 700 500 300 100

Figura III.23. Evoluciones temporales de pH, N-NH4 y alcalinidad de los reactores A y B del SEBAC 8.

195

Optimización del proceso SEBAC

Como se puede observar, los valores de pH, N-NH4 y alcalinidad presentaron un acentuado aumento en los 20 primeros días de experimentación. En este período, los valores de pH aumentaron desde 4,8 hasta 5,4; la concentraciones de N-NH4 desde 280 y 2128 mgN-NH4/L; y de alcalinidad entre 134,0 y 677,5 mgCaCO3/L. El ascenso del pH, puede estar favorecido tanto por la formación del tapón carbonato/bicarbonato (solubilización del CO2 generado en el proceso), como por la liberación de N-NH4 durante estos primeros días donde tiene lugar una mayor tasa de degradación de las proteínas. El reactor del LODO también presenta resultados favorables. Así, a los 40 días de operación aproximadamente, el reactor alcanza la estabilidad del proceso anaerobio termofílico con valores medios de pH 8,4, N-NH4 de 1376,0 mg/L y alcalinidad de 707,6 mg/L. Las evoluciones de los principales parámetros del biogás correspondientes a cada reactor se recogen en la Tabla III.29.

Tabla III.29. Volumen y composición del biogás, exento de aire, del SEBAC 8.

Reactor A – SEBAC 8 día 1 2 5 6 7 8 9 10 11 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 27 28 29 30 31

Composición (%)

Reactor A – SEBAC 8 Biogás

Composición (%)

Biogás

H2

CH4

CO2

(L)

H2

CH4

CO2

(L)

10,39 9,54 10,18 10,18 10,60 8,69 8,69 11,03 12,93 9,00 4,20 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00

20,61 31,46 37,82 37,91 48,82 56,90 61,58 61,92 60,80 28,23 27,19 26,26 30,91 32,66 36,34 39,11 41,41 41,43 42,40 43,08 49,04 49,83 45,48 50,54 50,23 53,77 49,82

69,00 59,00 52,00 51,91 40,58 34,41 29,73 27,06 26,26 62,77 68,61 73,74 69,09 67,34 63,66 60,89 58,59 58,57 57,60 56,92 50,96 50,17 54,52 49,46 49,77 46,23 50,18

1,30 1,10 1,50 2,00 1,50 2,80 2,20 2,00 1,30 1,50 1,80 1,80 2,70 3,40 3,00 3,40 3,20 3,20 5,90 5,90 6,10 4,90 5,20 17,00 19,00 9,00 1,80

15,50 11,79 15,11 15,85 18,09 18,00 18,50 12,00 11,00 8,60 4,80 4,20 3,80 3,00 2,20 2,80 4,00 2,20 3,98 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00

4,50 6,88 7,90 8,69 16,40 17,39 18,20 20,97 24,81 23,89 36,87 41,37 51,90 51,10 57,30 59,50 58,90 58,15 57,97 57,93 58,08 58,22 58,14 46,43 40,72 45,04 49,85

80,00 81,33 76,99 75,46 65,50 64,61 63,30 67,03 64,19 67,51 58,33 54,43 44,30 45,90 40,50 37,70 37,10 39,65 38,05 42,07 41,92 41,78 41,86 53,57 59,28 54,96 50,15

6,50 9,69 6,32 6,32 4,80 6,07 6,32 7,08 7,33 8,85 10,87 12,00 12,38 12,64 13,14 8,85 11,37 11,37 9,00 13,00 11,63 14,91 10,00 12,38 13,00 14,00 12,00

196

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

Reactor A – SEBAC 8 día 33 34 35 36 37 38 40 43 44 45 47 50 51 52 54 55 57 61 62 63 66 67 68 69 70 73 74 75 76 79 80 81 82 88 89 90 93 94 95 96 97 100

Composición (%)

Reactor A – SEBAC 8 Biogás

Composición (%)

Biogás

H2

CH4

CO2

(L)

H2

CH4

CO2

(L)

0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00

49,23 49,59 50,75 52,60 51,69 54,30 54,38 53,80 52,15 51,89 53,03 54,11 55,56 59,30 61,73 64,89 65,98 67,43 67,67 68,41 69,31 69,08 70,67 71,46 70,97 74,00 72,00 72,00 70,00 69,00 70,00 70,00 71,00 70,00 69,00 68,00 65,00 59,00 55,00 56,00 57,00 56,00

50,77 50,41 49,25 47,40 48,31 45,70 45,62 46,20 47,85 48,11 46,97 45,89 44,44 40,70 38,27 35,11 34,02 32,57 32,33 31,59 30,69 30,92 29,33 28,54 29,03 26,00 28,00 28,00 30,00 31,00 30,00 30,00 29,00 30,00 31,00 32,00 35,00 41,00 45,00 44,00 43,00 44,00

1,90 3,90 5,30 3,20 5,20 7,90 4,75 6,90 8,10 11,00 12,00 11,20 8,50 8,00 8,80 6,50 7,50 8,00 8,00 7,90 7,00 8,00 9,00 9,50 10,60 11,00 7,90 7,50 7,00 7,00 7,00 7,00 7,00 7,00 4,00 4,00 4,00 4,00 4,00 4,00 3,00 2,00

0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00

45,43 44,19 43,93 45,80 54,00 53,54 46,05 67,92 67,51 66,48 69,12 67,59 65,46 76,81 74,00 74,00 75,78 76,46 71,00 68,00 62,00 55,00 49,00 45,00 30,00 28,00 26,00 22,00 38,40 33,00 35,00 33,00 24,00 22,00 21,00 21,00 23,00 25,00 24,00 26,00 24,00 21,00

54,57 55,81 56,07 54,20 46,00 46,46 53,95 32,08 32,49 33,52 30,88 32,41 34,54 23,19 26,00 26,00 24,22 23,54 29,00 32,00 38,00 45,00 51,00 55,00 70,00 72,00 74,00 78,00 61,60 67,00 65,00 67,00 76,00 78,00 79,00 79,00 77,00 75,00 76,00 74,00 76,00 79,00

14,11 12,00 10,24 9,00 8,00 9,00 10,00 9,00 6,32 6,32 4,80 6,07 6,32 7,08 7,33 8,85 4,55 4,00 4,21 5,48 5,90 5,90 4,21 7,37 4,21 8,00 5,90 4,00 4,50 3,50 3,00 6,00 6,00 5,00 4,00 4,00 5,00 6,00 4,00 3,00 4,00 3,00

La Figura III.24 recoge la generación del biogás, la Figura III.25 la producción acumulada de biogás y metano y la Figura III.26 las evoluciones de la composición para el SEBAC 8.

197

Producción Biogas (Litros)

Optimización del proceso SEBAC SEBAC 8 - reactor A

20 18 16 14 12 10 8 6 4 2 0 0

10

20

BIOGAS

30

40

50

CH4

60

70

80

90

100

60

70

80

90

100

Producción Biogas (Litros)

Tiempo (días) 20 18 16 14 12 10 8 6 4 2 0

SEBAC 8 - reactor B

0

10

20

30

40

50

Tiempo (días)

Figura III.24. Evoluciones temporales de la producción del biogás en los reactores A y B del SEBAC 8.

SEBAC 8 - reactor A

Volumen acumulado (Litros)

600

BIOGAS

CH4

500 400 300 200 100 0 0

20

30

40 50 60 Tiempo (días)

70

80

90

100

30

40 50 60 Tiempo (días)

70

80

90

100

SEBAC 8 - reactor B

600 Volumen acumulado (Litros)

10

500 400 300 200 100 0 0

10

20

Figura III.25. Evoluciones temporales del volumen acumulado del biogás y metano en los reactores A y B del SEBAC 8.

198

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

reactor A - SEBAC 8

Composición Biogas (%)

100

CH4

CO2

H2

80 60 40 20 0 0

20

30

40

30

40

50 60 Tiempo (días)

70

80

90

100

70

80

90

100

reactor B - SEBAC 8

100 Composición Biogas (%)

10

80 60 40 20 0 0

10

20

50

60

Tiempo (días)

Figura III.26. Evoluciones temporales de la composición del biogás en los reactores A y B del SEBAC 8.

Como se puede observar en las Figuras anteriores, inicialmente se detecta una elevada producción de hidrógeno, acompañada de CO2, que resulta característica de la etapa de hidrólisis. Así, las mayores producciones de biogás y metano se detectan a partir de la segunda semana del experimento. En este período de estabilización, comprendido entre los días 20 y 100, el reactor A (ROF/PURÍN) genera una media de 6,9 litros de biogás, con un contenido aproximado del 40,9% de dióxido de carbono y del 59,1% de metano. Tras 100 días de ensayo, el reactor B del SEBAC 8 presenta una producción media de 5,2 Lbiogás/día, y porcentajes de CO2 y metano de 47,7% y 52,1%, respectivamente. Estos resultados son concordantes con los presentados por Chynoweth (1991), Nopharatana y colaboradores (1998) y Álvarez (2005).

La Tabla III.30 muestra el resultado de la caracterización del lixiviado final del SEBAC 8. 199

Optimización del proceso SEBAC

Tabla III.30.

Composición y caracterización físico-química final de los efluentes en el sistema SEBAC 8, tras 100 días de experimentación.

Valores Iniciales y Finales Parámetros Analíticos

Reactor A -SEBAC 8

Reactor B -SEBAC 8

Inicial

Final

Inicial

Final

1020,0 87,90 97,86 2,14 21,37 18,80 2,57

1015,0 63,23 98,45 1,55 15,50 9,80 5,70

1080,0 64,00 95,78 4,22 42,20 27,0 15,20

1050,0 43,40 97,65 2,35 23,50 10,20 13,30

STS (g/L) SVS (g/L) SFS (g/L) pH

9,55 9,00 0,55 4,80

4,50 3,70 0,80 8,10

19,23 11,00 8,20 7,70

5,70 3,70 2,00 8,23

Alcalinidad (gCaCO3/L) N-NH4 (g/L) N-total (g/kg) DQO (g/L) Carbono (%) (Materia orgánica) C:N (Materia orgánica)

0,13 0,28 23,5 67,5 50,3 21,4

0,91 1,79 33,0 25,9 36,7 11,11

0,61 2,24 33,2 48,6 37,1 11,2

0,65 1,23 27,6 13,6 25,2 9,14

Densidad (kg/m3) Materia Orgánica (%) Humedad (%) Sólidos (%) ST (g/kg) SV (g/kg) SFT (g/kg)

En la Tabla anterior se muestra la composición del lixiviado final de los reactores A y B. El lixiviado final del reactor A presenta concentraciones de sólidos y DQO bastante inferiores respecto de los valores iniciales. En el reactor de LODO también se produce una disminución de la concentración de SV y de la DQO respecto de los valores iniciales.

En la Tabla III.31 se recogen los valores de los porcentajes de eliminación de la demanda química de oxígeno (DQO) y la producción de biogás y metano en el lixiviado final de los reactores A y B del SEBAC 8. Estos resultados indican una alta actividad de los microorganismos anaerobios y que el protocolo de arranque propuesto resulta adecuado con el residuo estudiado.

200

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

Tabla III.31.

Porcentaje de eliminación de la demanda química de oxigeno (DQO), volumen medio generado y volumen de biogás y metano acumulado del SEBAC 8, tras 100 días de experimentación. % Eliminación

Volumen medio (L/día) Biogás CH4

DQO SEBAC 8 reactor A SEBAC 8 reactor B

61,64 71,88

3,99 5,2

2,33 2,4

Volumen acumulado (L) Biogás

CH4

399,2 524,4

233,3 240,8

La Figura III.27 muestra el aspecto de las capas que constituían el reactor A del ensayo SEBAC 8, tras el proceso de degradación anaerobia termofílica seca.

a)

b)

Figura III.27. Residuo orgánico fresco posterior al tratamiento anaeróbico del reactor A del SEBAC 8: a) capa con ROF + 15% CA; b) capa con 85% PURINES + 15% CA.

4.2.1. Resumen de los resultados del SEBAC 8: El sistema SEBAC 8 que utiliza ROF con PURÍN, ambos mezclados con cáscara de arroz y dispuestos en capas alternadas, posibilita un rápido arranque y estabilización del sistema.

Ambos reactores A y B (SEBAC 8) poseen altas eficiencias degradativas cuando se comparan con los reactores A del SEBAC 4 (sin empleo de agente estructurante), y con los reactores A del SEBAC 6 y 7 (sin empleo de capas).

201

Optimización del proceso SEBAC

Los datos presentados indican una diferenciación temporal espontánea de las diferentes etapas del proceso anaerobio en el reactor de ROF:

±

±

En los primeros 14-20 días de experimento, ocurre la fase inicial del proceso (la hidrólisis de los compuestos más fácilmente biodegradables). Así, durante este período no se produce un descenso en la concentración de materia orgánica sino su transformación a formas de menor peso molecular.

Posteriormente, a partir del día 20, ocurre la degradación metanogénica y el lixiviado del ROF se degrada muy rápidamente en el reactor de lodos alcanzándose eficiencias depurativas finales de DQO elevadas (61,6%). En este período, se genera una media de 3,99 litros de biogás al día, con un contenido aproximado del 40,9% de dióxido de carbono y del 59,1% de metano, característico de un proceso anaerobio estable.

4.3. Estudio comparativo para residuos urbanos de distintos orígenes

Tras la realización del ensayo de validación del protocolo de arranque previamente propuesto (SEBAC 8), para la digestión anaerobia de residuos del restaurante operando en el rango termofílico de temperatura (55ºC) y con una concentración de sólidos del 30%, se diseñaron tres nuevos sistemas SEBAC (9, 10 y 11), con el objetivo de analizar la validez del procedimiento de arranque para la metanización de diferentes fuentes de RSU.

Así, estos nuevos ensayos (9, 10 y 11) permiten, además de validar el protocolo de arranque, realizar un estudio comparativo del proceso de digestión anaerobia de diversos tipos de residuos sólidos urbanos.

Los residuos urbanos utilizados en este estudio han sido los siguientes: residuo del restaurante universitario (ROF); residuo artificial (ROF_A); y residuo de una planta industrial de tratamiento (FORSU). En todos los casos el correspondiente RSU y el PURÍN fueron dispuestos en capas alternas, previa mezcla con agente estructurante, tal como se indica en el protocolo propuesto. Por su mayor abundancia y disponibilidad se seleccionó cáscara de arroz como único agente estructurante.

202

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

La composición de los sistemas SEBAC 9, 10 y 11 fueron las siguientes (Tabla III.32):

8

SEBAC 9: reactor A con 2 capas de ROF y 15% CA respecto al contenido de ROF y 2 capas de PURÍN y 15% CA respecto al contenido de PURÍN.

8

SEBAC 10: reactor A con 2 capas de ROF_A y 15% CA respecto al contenido de ROF y 2 capas de PURÍN y 15% CA respecto al contenido de PURÍN.

8

SEBAC 11: reactor A con 2 capas de FORSU y 15% CA respecto al contenido de ROF y 2 capas de PURÍN y 15% CA respecto al contenido de PURÍN.

8

Reactor B conformado por lodos mesofílicos de depuradora como fuente de inóculo y común para los tres reactores A de los ensayos.

El ROF, el inóculo LODO y el PURÍN utilizado en este experimento coinciden con los utilizados en los ensayos previos, y las características físico-químicas iniciales se recogen detalladamente en los apartados 4.1 y 4.2 del Capítulo II.

Tabla III.32. Composición de los reactores A y B en los sistemas SEBAC 9, 10 y 11.

Valores Iniciales SEBAC 9

SEBAC 10

SEBAC 11

SEBAC 9,10,11

Reactor A (ROF)

Reactor A (ROF_A)

Reactor A (FORSU)

Reactor B (LODO) 23,0

ROF

4,0

4,0

5,0

PURIN

3,0

3,0

3,0

CA

0,7

0,7

0,9

Peso total residuo (kg)

7,7

7,7

8,9

23,0

Vol. agua destilada (L)

4,5

4,5

1,5

0

Peso total (kg)

12,2

12,2

10,4

23,0

Parámetros

Peso por residuo (kg)

Las características físico-químicas de los lixiviados iniciales se recogen en la Tabla III.33.

203

Optimización del proceso SEBAC

Tabla III.33. Composición y caracterización físico-química del lixiviado inicial en los sistemas SEBAC 9, 10 y 11.

Valores Iniciales SEBAC 9 reactor A ROF

SEBAC 10 reactor A ROF_A

SEBAC 11 reactor A FORSU

SEBAC 9,10 11 reactor B LODO

1090,0 42,6 96,6 3,4 33,8 14,4 19,4

1100,0 59,2 96,8 3,2 31,6 18,7 12,9

1040,0 49,8 95,1 4,9 49,0 24,4 24,6

1100,0 48,5 95,7 4,3 43,3 21,0 22,3

STS (g/L) SVS (g/L) SFS (g/L) pH

5,7 5,5 0,2 5,9

7,8 7,0 0,8 4,5

6,9 6,5 0,4 6,3

3,5 1,0 2,5 8,0

Alcalinidad (gCaCO3/L) N-NH4 (g/L) N-total (g/kg) COD (g/L) DQO (g/L) P-total (g/kg TS) P-total (%) P (P205)(g/kg ST) Carbono (%) (Materia orgánica) C:N (Materia orgánica)

0,28 2,24 26,0 82,5 87,9 1,15 0,12 0,05 24,7 9,5

0,11 1,46 30,3 115,4 128,2 0,83 0,08 0,03 34,3 11,3

0,94 3,42 43,1 54,3 74,3 0,79 0,08 0,03 28,9 6,7

0,55 1,60 61,0 34,3 47,8 2,00 0,20 0,08 28,1 4,6

Parámetros Analíticos

Densidad (kg/m3) Materia Orgánica (%) Humedad (%) Sólidos (%) ST (g/kg) SV (g/kg) SFT (g/kg)

Los valores de la ratio C/N del lixiviado inicial calculada en función del carbono orgánico disuelto son de 31,7 para el ROF, 38,8 para el ROF_A y 16,4 para la FORSU, estando dentro del rango óptimo para los procesos biológicos, excepto para la FORSU. La principal razón de esta baja ratio se debe a los bajos valores de materia orgánica si se compara con los otros residuos estudiados. No obstante, dado que este residuo es un residuo real procedente de la Planta “Las Calandrias”, presenta especial interés determinar las posibilidades de realizar un exitoso arranque y estabilización del proceso anaerobio según el protocolo propuesto. Por ello, se optó por no modificar su composición.

En cuanto a la cantidad de lixiviado a transferir, según los cálculos teóricos propuestos por Lai et al. (2001), resultan 610 - 1222 mL/día para los SEBAC 9 y 10, y 520 - 1040 mL/día para el SEBAC 11. La cantidad de lixiviado producida experimentalmente fue suficiente para satisfacer la cantidad a transferir propuesta en la teoría, estando cercana a 400 y 500 mL/día (Tabla III.34).

204

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

Tabla III.34. Cantidad de lixiviado traspasado entre los reactores A y B de los sistemas SEBAC 9,10 y 11. Lixiviado Traspasado (mL) SEBAC 10 SEBAC 11 reactor A reactor A

SEBAC 9 reactor A

Día

SEBAC 9,10 y 11 reactor B

lixiviado

alimentación

lixiviado

alimentación

lixiviado

alimentación

efluente

alimentación

0 2 3 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22 24 26 28 30

0 450 500 560 430 450 400 450 400 425 430 400 450 430 450 400 400

610 450 500 560 430 450 400 450 400 425 430 400 450 430 450 400 0

0 400 350 430 500 550 420 450 450 500 400 500 450 400 390 400 380

610 400 350 430 500 550 420 450 450 500 400 500 450 400 390 400 0

0 430 500 400 350 500 500 430 500 460 450 474 400 450 400 400 400

520 430 500 400 350 500 500 430 500 460 450 474 400 450 400 400 0

0 1280 1350 1390 1280 1500 1320 1330 1350 1385 1280 1374 1300 1280 1240 1200 0

1740 1280 1350 1390 1280 1500 1320 1330 1350 1385 1280 1374 1300 1280 1240 1200 0

TOTAL

7025

7235

6970

7200

7044

7164

19859

21599

El seguimiento del proceso se ha realizado considerando los parámetros más característicos de operación y control del proceso de depuración anaerobia.

La evolución temporal de las principales variables del proceso de degradación en los reactores A de los SEBAC 9, 10 y 11 se recogen en la Tabla III.35.

205

Optimización del proceso SEBAC

Tabla III.35. (a) Evolución de los principales parámetros en el lixiviado del reactor A del SEBAC 9. Reactor A - SEBAC 9 día

0 2 3 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22 24 26 28 30

ST

SV

SF

DQO

COD

Alcalinidad

(g/kg)

(g/kg)

(g/kg)

(g/L)

(g/L)

(mg/L)

33,8 34,0 33,8 36,6 40,0 46,0 49,0 47,0 45,0 41,0 40,0 39,0 33,0 32,0 30,0 28,0 26,5

14,4 14,0 14,4 15,2 20,0 27,3 31,0 29,0 25,0 22,0 18,2 18,0 17,9 14,4 13,0 12,0 11,0

19,4 20,0 19,4 21,4 20,0 18,7 18,0 18,0 20,0 19,0 21,8 21,0 15,1 17,6 17,0 16,0 15,5

87,9 87,3 78,0 72,1 68,2 67,8 66,8 60,8 56,7 55,7 53,4 52,1 50,2 49,8 48,8 45,8 44,6

82,5 80,0 79,0 73,0 66,2 60,3 59,0 52,5 50,5 47,5 46,5 45,5 44,5 40,5 42,5 40,5 40,5

282,0 413,5 529,0 534,0 535,0 536,5 544,0 545,0 547,0 574,5 677,5 641,0 668,0 722,5 780,0 720,0 720,0

pH

Amonio (mg/L)

5,9 5,9 5,4 5,0 5,4 5,6 6,4 6,5 6,6 6,8 6,8 6,9 7,0 7,1 7,2 7,4 7,4

2240,0 2240,0 2184,0 2240,0 2184,0 2184,0 2128,0 2128,0 2184,0 2128,0 2128,0 2128,0 2016,0 1904,0 2184,0 2128,0 2296,0

Tabla III.35. (b) Evolución de los principales parámetros en el lixiviado del reactor A del SEBAC 10. Reactor A - SEBAC 10 día

0 2 3 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22 24 26 28 30

ST

SV

SF

DQO

COD

Alcalinidad

(g/kg)

(g/kg)

(g/kg)

(g/L)

(g/L)

(mg/L)

31,6 33,0 40,8 40,0 52,9 50,1 49,8 48,0 47,4 42,6 41,0 37,8 33,6 29,8 27,0 25,5 24,0

18,7 21,0 24,4 24,0 28,9 30,6 30,0 29,0 28,8 24,6 20,0 19,4 17,6 16,6 15,5 15,0 14,0

12,9 12,0 16,4 16,0 24,0 19,5 19,8 19,0 18,6 18,0 21,0 18,4 16,0 13,2 11,5 10,5 10,0

128,2 120,8 111,9 94,7 96,9 84,7 86,9 84,7 76,9 76,9 64,7 65,1 59,2 55,2 55,1 53,2 53,8

115,4 114,3 111,8 105,3 93,3 92,5 90,8 85,3 83,3 82,5 80,8 81,8 79,8 78,8 66,6 64,5 60,5

114,0 122,0 143,0 150,0 154,0 158,0 164,0 178,0 181,0 256,0 345,0 382,5 422,0 494,5 533,0 558,5 671,5

206

pH

Amonio (mg/L)

4,5 4,4 4,0 4,0 3,8 4,0 4,4 4,4 4,4 4,5 4,6 4,6 4,7 5,1 5,1 5,5 5,5

1456,0 1568,0 1848,0 2128,0 2128,0 2184,0 2184,0 2128,0 2184,0 2128,0 2128,0 2016,0 2072,0 2128,0 2184,0 2284,0 2355,0

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

Tabla III.35. (c) Evolución de los principales parámetros en el lixiviado del reactor A del SEBAC 11. Reactor A - SEBAC 11 día

0 2 3 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22 24 26 28 30

ST

SV

SF

DQO

COD

Alcalinidad

(g/kg)

(g/kg)

(g/kg)

(g/L)

(g/L)

(mg/L)

49,0 47,0 48,8 49,0 50,0 49,0 51,0 48,0 54,0 53,0 50,0 44,8 40,0 40,0 41,1 40,0 38,8

24,4 20,0 24,4 20,0 29,6 28,9 28,6 32,0 31,0 30,0 29,0 25,0 24,4 23,3 22,0 21,0 20,9

24,6 27,0 24,4 29,0 20,4 20,1 22,4 16,0 23,0 23,0 21,0 19,8 15,6 16,7 19,1 19,0 17,9

74,3 76,1 74,3 76,3 82,3 84,1 81,5 78,5 76,3 73,1 72,5 70,9 68,9 68,8 68,7 69,0 68,3

54,3 52,2 50,3 50,8 51,8 49,5 48,9 49,3 47,1 48,0 47,7 47,9 48,2 48,4 49,5 44,6 43,9

938,0 940,0 944,5 951,5 966,5 978,5 1029,5 999,0 992,5 994,5 1007,0 1029,0 1207,5 1223,5 1239,0 1252,0 1271,5

pH

Amonio (mg/L)

6,3 6,5 7,1 7,3 7,2 7,1 7,3 7,2 7,1 7,1 7,2 7,3 7,3 7,4 7,9 8,1 8,0

3416,0 3360,0 3360,0 3304,0 3360,0 3472,0 3248,0 3304,0 3528,0 3640,0 3696,0 3528,0 2968,0 2408,0 2408,0 2240,0 2408,0

Tabla III.35. (d) Evolución de los principales parámetros en el lixiviado del reactor B del SEBAC 9, 10 y 11. Reactor B - SEBAC 9, 10 y 11 día

0 2 3 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22 24 26 28 30

ST

SV

SF

DQO

COD

Alcalinidad

(g/kg)

(g/kg)

(g/kg)

(g/L)

(g/L)

(mg/L)

43,3 43,0 42,6 42,6 42,5 42,0 41,6 40,0 39,0 38,4 39,2 37,8 36,4 35,6 36,0 35,0 35,8

21,0 20,0 20,0 20,0 20,4 20,0 20,0 19,9 19,5 19,0 19,0 18,9 18,0 17,9 17,5 17,0 16,0

22,3 23,0 22,6 22,6 22,1 22,0 21,6 20,1 19,5 19,4 20,2 18,9 18,4 17,7 18,5 18,0 19,8

47,8 67,9 72,5 71,0 55,3 57,1 51,6 48,5 44,0 46,0 43,8 40,0 40,0 36,8 36,0 34,0 34,0

34,3 36,3 37,8 35,9 35,0 32,4 28,5 28,8 26,6 26,5 24,9 24,7 25,0 26,7 26,9 26,2 25,6

552,0 556,5 579,0 728,0 749,5 787,0 844,5 879,5 913,0 928,0 933,5 947,5 944,0 946,0 880,5 844,5 784,5

pH

Amonio (mg/L)

8,0 8,1 8,0 8,0 8,0 8,1 8,1 8,1 8,1 8,1 8,1 8,2 8,1 8,2 8,4 8,5 8,5

1604,0 1640,0 1624,0 1568,0 1568,0 1512,0 1400,0 1344,0 1344,0 1288,0 1344,0 1568,0 1624,0 1680,0 1792,0 1904,0 1904,0

En la Figura III.28 se presentan gráficamente los porcentajes de eliminación de los sólidos volátiles (SV), del carbono orgánico disuelto (COD) y de la demanda química de oxígeno (DQO) en los distintos reactores (SEBAC 9, 10 y 11). 207

Optimización del proceso SEBAC reactor A- SEBAC 9 (ROF)

%Elim.SV

%Elim.COD

%Elim.DQO

%Eliminación

80 60 40 20 0 0

2

4

6

8

10

12 14 16 18 Tiempo (días)

20

22

24

26

28

30

12 14 16 18 Tiempo (días)

20

22

24

26

28

30

12 14 16 18 Tiempo (días)

20

22

24

26

28

30

20

22

24

26

28

30

reactor A- SEBAC 10 (ROF_A)

%Eliminación

80 60 40 20 0 0

2

4

6

8

10

reactor A- SEBAC 11 (FORSU)

%Eliminación

80 60 40 20 0 0

2

4

6

8

10

reactor B- SEBAC 9, 10 y 11(LODO)

%Eliminación

60 50 40 30 20 10 0 0

2

4

6

8

10

12 14 16 18 Tiempo (días)

Figura III.28. Evoluciones temporales de los valores de eliminación de sólidos volátiles (SV), carbono orgánico disuelto (COD) y demanda química de oxígeno (DQO) en los sistemas SEBAC 9,10 y 11.

208

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

Como se puede observar en la Figura III.28., los porcentajes de eliminación de COD en los SEBAC 9 y 10 aumentan constantemente desde el segundo día del experimento. Sin embargo, en el reactor con FORSU (SEBAC 11) la eliminación de la COD ocurre más lentamente. En cuanto a la eliminación de sólidos volátiles en el lixiviado se observa, en todos los reactores, que el inicio de la degradación de la materia orgánica se produce a partir del día 3-4 de experimentación, siendo menos acusada para el reactor FORSU.

Tras 30 días de ensayo, en los reactores ROF y ROF_A, la concentración final de COD es aproximadamente la mitad de la concentración de COD inicial, presentando una eficacia degradativa del 50,9% y 47,6%; mientras que para la FORSU la eficacia es sólo del 19,2%. Resultados similares se alcanzan en los porcentajes de eliminación de la materia orgánica calculada a partir de la DQO.

En la Figura III.29 se presentan gráficamente las evoluciones temporales de los principales parámetros de seguimiento y control del proceso: pH, alcalinidad (expresado en mgCaCO3/L) y N-NH4 (expresado mgN-NH4/L), en los reactores A de los SEBAC 9, 10 y 11. Inicialmente, el pH de los lixiviados de los reactores ROF y ROF_A se caracterizaba por tener valores muy bajos (6,0 y 4,5, respectivamente) y, además, presentaba una tendencia descendente en los primeros días de operación. Estos bajos niveles de pH en los reactores requirieron su control mediante la adicción de hidróxido de sodio (6N) ya que el pH de la fase de arranque influye decisivamente en la actividad de las archaeas productoras de metano. Por ello se procedió a adicionar 10 mL de NaOH 6N a los diferentes reactores entre los días 4 y 6 de operación.

En general, la estrategia utilizada de intercambio de efluentes y alimentación en los SEBAC 9 y 10 produce un equilibrio satisfactorio del proceso microbiológico después de un periodo corto de 10 días, gracias al control diario de los parámetros alcalinidad, amonio y pH. El reactor del LODO también presenta resultados positivos.

En el reactor con FORSU no ha sido necesario el control del pH. No obstante, la concentración inicial de amonio, 3416,0 mgN-NH4/L, es bastante alta, lo que pude causar una inhibición del sistema en estos primeros 20 días. Esta idea se ve reforzada si se analizan las evoluciones del porcentaje de eliminación de SV (Figura III.28) y de la concentración de N-NH4 (Figura III.29) ya que el aumento de la eliminación de SV se produce a partir del día 18 de operación, justo cuando comienza a disminuir la concentración de nitrógeno amoniacal.

209

Optimización del proceso SEBAC

9

reactor A- SEBAC 9

reactor A- SEBAC 10

reactor A- SEBAC 11

8

pH

7 6 5 4 3 0

5

10

15

20

25

30

Tiempo (días)

4500

N-NH 4 (mg/L)

4000 3500 3000 2500 2000 1500 1000 0

5

10

15

20

25

30

25

30

Tiempo (días)

Alcalinidad (mg/L)

1600

1200

800

400

0 0

5

10

15

20

Tiempo (días)

Figura III.29.

Evoluciones temporales de pH, alcalinidad y amonio en los reactores A y B de los sistemas SEBAC 9, 10 y 11.

210

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

En general, según se ha comentado, los reactores ROF (SEBAC 9) y ROF_A (SEBAC 10) presentan diferencias de operación significativas respecto al reactor FORSU. Esta diferencia también se puso de manifiesto en la producción y composición del biogás generado, que es superior a las cantidades detectadas en los otros reactores.

Las evoluciones de los principales parámetros del biogás correspondientes a cada reactor se recogen en la Tabla III.36.

Tabla III.36. (a) Volumen y composición del biogás, exento de aire, de los reactores A (SEBAC 9,10, 11). Reactor A – SEBAC 9 día

1 2 5 6 7 8 10 11 12 13 14 16 18 19 21 22 24 26 28 30

Composición (%)

Reactor A – SEBAC 10 Biogás

Composición (%)

Reactor A – SEBAC 11

Biogás

Composición (%)

Biogás

H2

CH4

CO2

(L)

H2

CH4

CO2

(L)

H2

CH4

CO2

(L)

4,97 10,53 15,30 18,02 11,00 7,00 4,90 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00

6,29 7,10 8,72 9,29 10,50 11,87 12,50 11,80 12,00 17,00 24,38 27,43 30,91 32,66 41,41 41,43 43,49 44,27 44,98 44,70

88,74 82,37 75,98 72,69 78,50 81,13 82,60 88,20 88,00 83,00 75,62 72,57 69,09 67,34 58,59 58,57 56,51 55,73 55,02 55,30

1,50 1,80 2,10 2,30 2,40 2,50 1,90 1,80 1,20 1,97 2,17 2,72 2,72 4,08 4,40 5,82 2,00 1,50 1,80 2,10

20,23 21,88 11,40 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00

10,53 6,03 9,58 19,86 16,13 22,01 18,56 20,97 20,49 26,55 37,57 38,22 43,68 40,00 43,68 43,68 39,48 40,49 39,32 40,66

69,24 72,09 79,01 80,14 83,87 77,99 81,44 79,03 79,51 73,45 62,43 61,78 56,32 60,00 56,32 56,32 60,52 59,51 60,68 59,34

1,40 1,10 1,30 2,30 2,50 2,40 3,00 2,30 2,00 1,50 2,07 1,80 1,90 2,00 2,30 3,80 2,00 1,40 1,10 1,30

0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00

7,00 8,42 17,63 8,83 13,18 9,32 13,28 14,12 14,04 9,32 12,49 18,49 28,58 20,89 22,22 23,40 20,68 23,13 21,84 31,00

93,00 91,58 82,37 91,17 86,82 90,68 86,72 85,88 85,96 90,68 87,51 81,51 71,42 79,11 77,78 76,60 79,32 76,87 78,16 69,00

2,60 2,25 3,00 3,00 3,00 4,00 2,38 2,00 3,38 3,00 2,25 2,00 2,50 2,00 2,60 2,58 2,50 2,60 2,25 3,00

211

Optimización del proceso SEBAC

Tabla III.36. (b). Volumen y composición del biogás, exento de aire, del reactor B (SEBAC 9,10, 11). Reactor B – SEBAC 9, 10 y 11 día

1 2 5 6 7 8 10 11 12 13 14 16 18 19 21 22 24 26 28 30

Composición (%)

Biogás

H2

CH4

CO2

(L)

0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 1,3 1,1 0,0 0,0

61,9 61,4 61,1 62,2 64,0 62,2 61,3 62,3 54,7 60,7 60,7 58,6 64,6 62,3 62,1 61,8 58,5 55,9 58,1 56,0

38,1 38,6 38,9 37,8 36,0 37,8 38,7 37,7 45,3 39,3 39,3 41,4 35,4 37,7 37,9 38,2 41,5 44,1 41,9 44,0

11,90 10,40 9,00 11,20 15,40 10,30 9,00 9,50 8,00 13,50 18,00 9,00 8,00 6,00 4,00 3,00 2,90 11,90 10,40 9,00

La generación diaria de biogás en los reactores A de los SEBAC 9 y 10 aumenta lenta pero constantemente durante los primeros 20 días y, posteriormente, se produce un fuerte aumento de la producción que puede relacionarse con la adaptación progresiva de la microbiota anaerobia a la materia orgánica. Así, los volúmenes acumulados de biogás y metano en los sistemas SEBAC 9 y 10, tras 30 días de ensayo, fueron de 30,7 Lbiogás/día y 5,6 LCH4/día y 19,1 Lbiogás/día y 3,9 LCH4/día, respectivamente. Para el reactor FORSU el proceso muestra una evolución completamente diferente. En este caso el sistema presenta producciones más elevadas de biogás desde el inicio, alcanzando volúmenes acumulados de biogás y metano de 41,5 L y 5,3 L, respectivamente (Figura III.30). Sin embargo, posteriormente, los reactores del SEBAC 9 y 10 presentan un aumento brusco del caudal diario de metano generado y este efecto no se observa en el SEBAC 11.

De hecho, en la Figura III.31, que muestra la composición del biogás en los distintos reactores, puede observarse que mientras que para ROF y ROF_A el porcentaje en CH4 llega a situarse, a partir del día 20 de operación, por encima del 40%, en el reactor con FORSU el porcentaje en CH4 se mantiene en el 20%.

212

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

SEBAC 9- reactor A (ROF)

Volumen acumulado (Litros)

50

BIOGAS

CH4

40 30 20 10 0 0

4

6

8

10

12 14 16 18 Tiempo (días)

20

22

24

26

28

30

SEBAC 10- reactor A (ROF_A)

50

Volumen acumulado (Litros)

2

40 30 20 10 0 0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

22

24

26

28

30

20

22

24

26

28

30

20

22

24

26

28

30

Tiempo (días)

Volumen acumulado (Litros)

50

SEBAC 11- reactor A (FORSU)

40 30 20 10 0 0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

Tiempo (días) SEBAC 9, 10 y 11- reactor B (LODO)

Volumen acumulado (Litros)

200 150 100 50 0 0

Figura III.30.

2

4

6

8

10

12 14 16 18 Tiempo (días)

Evoluciones temporales de los volúmenes acumulados de biogás y metano en los reactores A y B de los sistemas SEBAC 9, 10 y 11.

213

Optimización del proceso SEBAC

Composición Biogas (%)

100 reactor A- SEBAC 9

CH4

CO2

H2

80 60 40 20 0 0

10

15 Tiempo (días)

20

25

20

25

30

reactor A - SEBAC 10

100 Composición Biogas (%)

5

80 60 40 20 0 0

5

15 Tiempo (días)

30

reactor A - SEBAC 11

100 Composición Biogas (%)

10

80 60 40 20 0 0

5

10

15

20

25

30

Tiempo (días)

Figura III.31.

Evoluciones temporales de la composición de biogás en los reactores A y B de los sistemas SEBAC 9, 10 y 11.

El reactor LODO presenta una óptima adaptación a los residuos estudiados y a las condiciones termofílicas de temperatura, presentando una producción media de biogás de 5,30 L/día y una concentración de metano próxima al 60,4%, durante todo el experimento. Esto demuestra que la fuente de inóculo seleccionada, lodo mesofílico, es adecuada para los procesos de digestión anaerobia de RSU ya que contiene una elevada concentración de microorganismos viables con alta actividad.

214

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

Al término de la experimentación, se tomaron muestras representativas del lixiviado final y se procedió a realizar una caracterización analítica de las mismas. Los resultados se recogen en la Tabla III.37. Tabla III.37. Composición y caracterización físico-química del lixiviado final en los sistemas SEBAC 9, 10 y 11, tras 30 días de experimentación. Valores Iniciales y Finales reactor A- SEBAC 9 Inicial Final

reactor A- SEBAC 10 Inicial Final

reactor A- SEBAC 11 Inicial Final

reactor B - LODO Inicial Final

1090,0 42,6 96,6 3,4 33,8 14,4 19,4

1080,0 41,5 97,4 2,7 26,5 11,0 15,5

1100,0 59,2 96,8 3,2 31,6 18,7 12,9

1090,0 58,3 97,6 2,4 24,0 14,0 10,0

1040,0 49,8 95,1 4,9 49,0 24,4 24,6

1040,0 53,9 96,1 3,9 38,8 20,9 17,9

1100,0 48,5 95,7 4,3 43,3 21,0 22,3

1080,0 44,7 96,4 3,6 35,8 16,0 19,8

STS (g/L) SVS (g/L) SFS (g/L) pH

5,7 5,5 0,2 5,9

4,9 4,5 0,4 7,4

7,8 7,0 0,8 4,5

5,5 5,0 0,5 5,5

6,9 6,5 0,4 6,3

4,0 3,5 0,5 8,0

3,5 1,0 2,5 8,0

7,5 3,5 4,0 8,5

Alcalinidad (gCaCO3/L) N-NH4 (g/L) N-total (g/kg) COD (g/L) DQO (g/L) P-total (g/kg TS) P-total (%) P (P205)(g/kg ST) Carbono (%) (Materia orgánica) C:N (Materia orgánica)

0,28 2,24 26,0 82,5 87,9 1,15 0,12 0,05 24,7

0,72 2,30 31,2 40,5 44,6 1,05 0,11 0,04 24,1

0,11 1,46 30,3 115,4 128,2 0,83 0,08 0,03 34,3

0,67 2,36 33,0 60,5 53,8 0,75 0,07 0,03 33,8

0,94 3,42 43,1 54,3 74,3 0,79 0,08 0,03 28,9

1,27 2,41 41,0 43,9 68,3 0,71 0,07 0,03 31,2

0,55 1,60 61,0 34,3 47,8 2,00 0,20 0,08 28,1

0,78 1,90 5,30 25,6 34,0 1,80 0,18 0,08 25,9

9,5

7,7

11,3

10,3

6,7

7,6

4,6

4,9

Densidad (kg/m3) Materia Orgánica (%) Humedad (%) Sólidos (%) ST (g/kg) SV (g/kg) SFT (g/kg)

En la composición final del lixiviado de los reactores ROF, ROF_A y FORSU se observa una disminución en la concentración de materia orgánica frente a los valores iniciales. Como consecuencia disminuye también la ratio C/N, con valores finales de 7,7, 10,3 y 7,6 para los reactores A con ROF, ROF_A y FORSU, respectivamente.

Así, con el fin de presentar una caracterización más exhaustiva de los ensayos realizados, en la Tabla III.38 se recogen los porcentajes de eliminación de la materia orgánica y los volúmenes de biogás y metano generado en los SEBAC 9, 10 y 11.

215

Optimización del proceso SEBAC

Tabla III.38.

Porcentaje de eliminación de la materia orgánica (COD y DQO), volumen medio generado y volumen de biogás y metano acumulado de los SEBAC 9, 10 y 11, tras 30 días de experimentación. % Eliminación

reactor A - SEBAC 9 reactor A - SEBAC 10 reactor A - SEBAC 11 reactor B (SEBAC 9 , 10 y 11)

Volumen medio (L/día)

Volumen acumulado (L)

DQO

COD

Biogás

CH4

Biogás

CH4

49,25 58,04 14,96 28,87

50,97 47,62 19,24 25,45

1,02 0,64 1,38 5,30

0,18 0,13 0,17 2,99

30,7 19,17 41,5 159,1

5,6 3,9 5,2 89,8

Los resultados obtenidos del conjunto de ensayos realizados muestran que el protocolo propuesto permite la adecuada puesta en marcha del proceso de metanización de los distintos residuos estudiados.

No obstante, el proceso es más rápido en los reactores con residuo orgánico fresco que para la FORSU procedente de la planta industrial debido, posiblemente, a que la ratio C/N de este residuo no es la idónea para el proceso y se produce una inhibición inicial por N-NH4.

216

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

4.3.1. Estudio de la fase de estabilización del proceso SEBAC 11: para el tratamiento de la FORSU

Como se ha comentado anteriormente, los sistemas SEBAC 9, 10 y 11 se diseñaron con el objetivo de realizar un estudio comparativo de la fase de arranque. El experimento se mantuvo operativo durante 30 días por analogía al proceso industrial de la Universidad de Florida, que consigue la biodegradación de los residuos urbanos en aproximadamente 30 días. Sin embargo, en ese período, el SEBAC 11 no presentó una adecuada eficacia depurativa ni, consecuentemente, generación de metano. Por ello, el sistema SEBAC 11 con FORSU se mantuvo operativo durante 60 días más para analizar la evolución del comportamiento del reactor.

La composición del reactor A y B del SEBAC 11, así como la caracterización inicial del lixiviado se han recogido en el apartado anterior 4.3.

Las evoluciones de los principales parámetros de operación de los reactores A y B del SEBAC 11, se muestran a continuación en la Tabla III.39.

En la mencionada Tabla se puede observar que los valores de concentración de los sólidos volátiles y totales aumentan inicialmente como consecuencia del proceso de hidrólisis, que favorece la solubilización de los compuestos. Esto provoca que los porcentajes de eliminación sean nulos hasta el día 20 del ensayo.

La materia orgánica del lixiviado, medida como DQO y COD, presenta una evolución similar a la de los sólidos totales y volátiles. Así, los valores de DQO y COD aumentan o permanecen constantes inicialmente como consecuencia del proceso inicial de hidrólisis y, por tanto, los porcentajes de eliminación de los sólidos son nulos. No obstante, a partir del día 20, aproximadamente, los niveles de eliminación aumentan progresivamente, hasta el día 50, alcanzando finalmente el 72,5% de eliminación de DQO y 72,3% de eliminación de COD tras 90 días de ensayo.

Comparados con los resultados del experimento anterior, el SEBAC 11 alcanza un 50% de eliminación de la materia orgánica (calculada en función de la DQO) tras 55 días de ensayo (Figura III.32), mientras que el SEBAC 9 lo alcanza en 30 días, y el SEBAC 10 tras 20 días de operación.

217

Optimización del proceso SEBAC

Tabla III.39. (a) Evolución de los principales parámetros en el lixiviado del reactor A del SEBAC 11. Reactor A -SEBAC 11 día

0 2 3 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22 24 26 28 30 32 34 36 38 40 42 44 46 48 50 52 54 56 58 60 62 64 66 68 70 72 74 76 78 80 82 84 86 88 90

ST

SV

SF

DQO

COD

Alcalinidad

(g/kg)

(g/kg)

(g/kg)

(mg/L)

(mg/L)

(mg/L)

49,0 47,0 48,8 49,0 50,0 49,0 51,0 48,0 54,0 53,0 50,0 44,8 40,0 40,0 41,1 40,0 38,8 38,8 39,0 39,0 38,9 39,4 37,0 39,5 37,4 35,4 36,0 34,4 35,4 34,0 32,5 30,7 30,0 29,2 30,0 30,1 29,5 28,0 30,1 29,7 30,0 29,2 28,0 28,0 27,5 26,0 24,0

24,4 20,0 24,4 20,0 29,6 28,9 28,6 32,0 31,0 30,0 29,0 25,0 24,4 23,3 22,0 21,0 20,9 20,4 20,0 21,0 20,4 19,9 19,0 18,7 19,4 19,0 17,0 17,0 16,0 15,0 14,0 12,0 13,0 12,0 11,0 11,0 10,0 9,0 8,0 9,0 8,9 9,2 9,6 9,0 9,0 8,0 8,0

24,6 27,0 24,4 29,0 20,4 20,1 22,4 16,0 23,0 23,0 21,0 19,8 15,6 16,7 19,1 19,0 17,9 18,4 19,0 18,0 18,5 19,5 18,0 20,8 18,0 16,4 19,0 17,4 19,4 19,0 18,5 18,7 17,0 17,2 19,0 19,1 19,5 19,0 22,1 20,7 21,1 20,0 18,4 19,0 18,5 18,0 16,0

74,3 76,1 74,3 76,3 82,3 84,1 81,5 78,5 76,3 73,1 72,5 70,9 68,9 68,8 68,7 69,0 68,3 63,1 61,5 59,9 58,3 57,1 51,5 45,6 40,6 39,9 38,6 38,7 37,7 37,9 37,0 36,1 36,7 36,7 35,7 35,6 36,9 34,6 34,7 33,7 32,7 30,7 30,0 26,9 23,0 22,0 20,4

54,3 52,2 50,3 50,8 51,8 49,5 48,9 49,3 47,1 48,0 47,7 47,9 48,2 48,4 49,5 44,6 43,9 43,6 42,9 42,2 41,5 40,7 40,7 40,9 39,9 38,3 33,1 34,5 32,9 32,6 30,5 30,6 29,6 30,6 28,4 29,2 30,1 28,7 29,9 28,8 28,7 27,0 20,9 21,8 18,7 19,0 15,0

938,0 940,0 944,5 951,5 966,5 978,5 1029,5 999,0 992,5 994,5 1007,0 1029,0 1207,5 1223,5 1239,0 1252,0 1271,5 1249,0 1185,0 1241,5 1236,5 1250,0 1200,0 1229,0 1239,5 1250,0 1257,5 1269,5 1294,5 1277,5 1266,5 1356,5 1446,5 1382,5 1433,0 1492,8 1552,5 1518,0 1483,5 1415,0 1577,0 1521,0 1510,0 1677,5 1694,5 1711,0 1721,0

218

pH

Amonio (mg/L)

6,3 6,5 7,1 7,3 7,2 7,1 7,3 7,2 7,1 7,1 6,9 6,8 7,4 7,3 7,9 8,1 8,0 8,0 7,8 7,9 8,0 8,2 8,0 7,9 7,9 8,0 8,0 8,1 8,1 8,2 8,2 8,1 8,0 8,1 8,2 8,2 8,2 8,2 8,3 8,3 8,3 8,4 8,4 8,4 8,4 8,3 8,3

3416,0 3360,0 3360,0 3304,0 3360,0 3472,0 3248,0 3304,0 3528,0 3640,0 3696,0 3528,0 2968,0 2408,0 2408,0 2240,0 2408,0 2520,0 2744,0 2800,0 2744,0 2800,0 2688,0 2632,0 2632,0 2500,0 2750,0 2650,0 2550,0 2600,0 2464,0 2408,0 2408,0 2408,0 2408,0 2352,0 2240,0 2240,0 2016,0 1960,0 1904,0 1960,0 2016,0 1960,0 2016,0 2128,0 2016,0

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

Tabla III.39. (b) Evolución de los principales parámetros en el lixiviado del reactor B del SEBAC 11. Reactor B -SEBAC 11 día

0 2 3 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22 24 26 28 30 32 34 36 38 40 42 44 46 48 50 52 54 56 58 60 62 64 66 68 70 72 74 76 78 80 82 84 86 88 90

ST

SV

SF

DQO

COD

Alcalinidad

(g/kg)

(g/kg)

(g/kg)

(g/L)

(g/L)

(mg/L)

43,3 43,0 42,6 42,6 42,5 42,0 41,6 40,0 39,0 38,4 39,2 37,8 36,4 35,6 36,0 35,0 35,8 36,0 34,0 35,0 32,8 35,0 34,0 33,8 33,6 32,0 30,0 29,0 28,0 27,0 29,0 28,0 27,0 26,0 25,0 26,0 24,0 26,0 27,0 26,0 25,0 24,0 23,0 24,0 23,0 24,7 23,0

21,0 20,0 20,0 20,0 20,4 20,0 20,0 19,9 19,5 19,0 19,0 18,9 18,0 17,9 17,5 17,0 16,0 15,0 16,0 15,0 16,0 17,0 15,0 14,0 13,0 12,0 13,0 14,0 12,0 12,0 13,0 12,0 13,2 12,0 13,2 10,7 11,0 10,0 12,0 12,0 10,0 9,0 9,4 10,0 8,0 7,8 8,0

22,3 23,0 22,6 22,6 22,1 22,0 21,6 20,1 19,5 19,4 20,2 18,9 18,4 17,7 18,5 18,0 19,8 21,0 18,0 20,0 16,8 18,0 19,0 19,8 20,6 20,0 17,0 15,0 16,0 15,0 16,0 16,0 13,8 14,0 11,8 15,3 13,0 16,0 15,0 14,0 15,0 15,0 13,6 14,0 15,0 16,9 15,0

47,8 67,9 72,5 71,0 55,3 57,1 51,6 48,5 44,0 46,0 43,8 40,0 40,0 36,8 36,0 34,0 34,0 32,9 36,2 36,7 37,2 37,7 37,2 38,7 39,2 37,2 37,7 38,6 32,0 33,9 33,0 32,0 30,8 29,8 30,0 28,6 30,0 25,9 23,0 22,0 22,0 22,0 20,6 22,0 23,9 23,0 22,0

34,3 36,3 37,8 35,9 34,0 32,4 28,5 28,8 26,6 26,5 24,9 24,7 25,0 26,7 26,9 26,2 25,6 27,6 28,7 29,2 27,7 28,2 28,7 29,2 30,2 30,7 29,2 28,7 27,2 27,7 27,2 27,8 28,4 27,3 28,0 25,5 25,9 24,2 25,9 25,5 25,0 23,8 25,9 25,0 22,8 18,5 17,6

552,0 556,5 579,0 728,0 749,5 787,0 844,5 879,5 913,0 928,0 933,5 947,5 944,0 946,0 880,5 844,5 784,5 828,0 880,5 993,5 972,0 967,0 1037,5 1173,5 1132,5 1064,5 996,5 1093,5 1182,0 1133,0 1002,5 1144,5 1172,5 1230,0 1250,0 1298,3 1346,5 1327,3 1308,0 1283,5 1178,0 1114,5 1221,0 1172,5 1230,0 1321,0 1399,0

219

pH

Amonio (mg/L)

8,0 8,1 8,0 8,0 8,0 8,1 8,1 8,1 8,1 8,1 8,1 8,2 8,1 8,2 8,4 8,5 8,5 8,4 8,3 8,3 8,3 8,4 8,3 8,2 8,3 8,3 8,3 8,5 8,7 8,6 8,7 8,7 8,6 8,7 8,7 8,7 8,7 8,7 8,7 8,6 8,6 8,6 8,6 8,5 8,5 8,6 8,5

1604,0 1640,0 1624,0 1568,0 1568,0 1512,0 1400,0 1344,0 1344,0 1288,0 1344,0 1568,0 1624,0 1680,0 1792,0 1904,0 1904,0 2072,0 2128,0 2072,0 2128,0 2128,0 2184,0 2240,0 2240,0 2408,0 2240,0 2128,0 2240,0 2184,0 2128,0 2128,0 1904,0 1680,0 1680,0 1904,0 2184,0 2240,0 2128,0 2072,0 2016,0 2072,0 2128,0 2072,0 2016,0 1848,0 1904,0

Optimización del proceso SEBAC

reactor A- SEBAC 11 (FORSU)

%Eliminación

80

Elim.SV

Elim.COD

Elim DQO

60 40 20 0 0

10

20

30

40 50 Tiempo (días)

60

70

80

90

40 50 Tiempo (días)

60

70

80

90

reactor B- SEBAC 11(LODO)

%Eliminación

60 50 40 30 20 10 0 0

10

20

30

Figura III.32. Evoluciones temporales de los porcentajes de eliminación de los sólidos volátiles (SV), demanda química de oxígeno (DQO) y carbono orgánico total (COD) de los reactores A y B del SEBAC 11.

La Figura III.33 muestra las variaciones temporales de los parámetros pH, alcalinidad y N-NH4 de los reactores A y B del SEBAC 11.

El SEBAC 11 presentaba una alcalinidad inicial elevada, lo que permitió mantener un pH adecuado en los primeros 20 días del experimento sin necesidad de adicionar NaOH. Así, entre los días 20 y 30 de ensayo se produce un aumento del pH y una disminución del N-NH4 que sitúan al sistema en valores próximos de la estabilidad para el proceso anaerobio termofílico. A continuación, y hasta el final del ensayo, se observan suaves modificaciones en los valores de los parámetros mencionados.

El reactor del LODO también presenta resultados estables durante todo el experimento.

220

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC 10

reactor A- SEBAC 11

reactor B- SEBAC 11

9

pH

8 7 6 5 0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

60

70

80

90

Tiempo (días)

4000

N-NH 4 (mg/L)

3500 3000 2500 2000 1500 1000 500 0 0

10

20

30

40

50

Tiempo (días)

Alcalinidad (mg/L)

1600

1200

800

400

0 0

5

10

15

20

25

30

Tiempo (días)

Figura III.33. Evoluciones temporales de alcalinidad, pH y amonio de los reactores A y B del SEBAC 11.

En general, como ya se ha comentado, el reactor FORSU disminuye significativamente los niveles de N-NH4 a partir del día 20, hasta concentraciones cercanas a 2500 mgN-NH4/L. Esta mayor estabilidad del proceso anaerobio también se puso de manifiesto en la producción y composición del biogás generado, que es bastante alta. Las evoluciones del biogás correspondiente a cada reactor se recogen en la Tabla III.40. 221

Optimización del proceso SEBAC

Tabla III.40. Volumen y composición del biogás, exento de aire, de los reactores A y B del SEBAC 11. Reactor A – SEBAC 11 día

1 2 5 6 7 8 9 10 12 15 18 20 23 25 28 30 32 34 36 38 40 42 44 46 48 50 52 54 56 58 60 62 64 66 68 70 72 74 76 78 80 82 84 86 88 90

Composición (%)

Reactor B – SEBAC 11 Biogás

Composición (%)

Biogás

H2

CH4

CO2

(L)

H2

CH4

CO2

(L)

0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0

7,0 8,4 17,6 8,8 13,2 9,3 13,3 14,1 14,0 9,3 12,5 18,5 28,6 20,9 22,2 23,4 20,7 23,1 21,8 31,0 30,0 30,9 32,0 47,1 43,5 45,4 46,8 45,7 46,0 46,8 46,8 51,4 53,9 50,3 49,8 52,0 59,9 57,2 62,6 69,9 73,7 79,0 77,3 79,7 79,3 79,3

93,0 91,6 82,4 91,2 86,8 90,7 86,7 85,9 86,0 90,7 87,5 81,5 71,4 79,1 77,8 76,6 79,3 76,9 78,2 69,0 70,0 69,1 68,0 52,9 56,5 54,6 53,2 54,3 54,0 53,2 53,2 48,6 46,1 49,7 50,2 48,0 40,1 42,8 37,4 30,1 26,3 21,0 22,7 20,3 20,7 20,7

2,98 2,60 2,25 3,00 3,00 3,00 4,00 2,38 2,00 3,38 3,00 2,25 2,00 1,50 1,00 1,60 1,58 1,66 1,80 1,80 1,66 1,60 1,58 1,50 1,64 1,58 1,60 1,00 1,00 0,90 1,80 2,00 2,10 2,80 2,70 2,30 2,00 2,00 2,30 1,90 2,00 1,80 1,90 1,30 2,00 1,50

0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 1,3 1,1 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0

61,9 61,4 61,1 62,2 64,0 62,2 61,3 62,3 54,7 60,7 60,7 58,6 64,6 62,3 62,1 61,8 58,5 55,9 58,1 56,0 58,7 56,0 54,6 59,5 59,5 59,7 64,5 57,4 48,5 52,4 56,4 56,2 50,4 45,4 45,3 46,5 38,1 23,7 25,7 27,5 24,7 23,8 23,0 23,9 25,7 26,7

38,1 38,6 38,9 37,8 36,0 37,8 38,7 37,7 45,3 39,3 39,3 41,4 35,4 37,7 37,9 38,2 41,5 44,1 41,9 44,0 41,3 44,0 45,4 40,5 40,5 40,3 35,5 42,6 51,5 47,6 43,6 43,8 49,6 54,6 54,7 53,5 61,9 76,3 74,3 72,5 75,3 76,2 77,0 76,1 74,3 73,3

11,90 10,40 9,00 11,20 15,40 10,30 9,00 9,50 8,00 13,50 18,00 9,00 8,00 6,00 4,00 3,00 2,90 3,30 4,00 3,90 3,30 3,00 2,90 2,50 3,20 2,90 3,00 1,80 1,30 1,30 1,00 0,90 0,90 1,00 0,90 0,88 0,80 0,80 0,70 0,80 0,70 0,70 0,66 0,60 0,60 0,60

La Figura III.34 recoge los volúmenes generados de biogás y metano y la composición del biogás en los reactores A y B del SEBAC 11.

222

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

SEBAC 11 - reactor A (FORSU)

6

BIOGAS

CH4

Producción (Litros)

5 4 3 2 1 0 0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

55

60

65

70

75

80

85

90

55

60

65

70

75

80

85

90

Tiempo (días) SEBAC 11- reactor B (LODO)

20

Producción (Litros)

15

10

5

0 0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

Tiempo (días)

reactor A - SEBAC 11

Composición Biogas (%)

100 80 60 40 20 0 0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

Tiempo (días) reactor B - SEBAC 11

Composición Biogas (%)

100 80 60 40 20 0 0

10

20

30

40 50 Tiempo (días)

60

70

80

90

Figura III.34. Evolución temporal del volumen generado de biogás y metano y la composición del biogás, en los reactores A y B del sistema SEBAC 11.

223

Optimización del proceso SEBAC

En el período de tiempo comprendido entre los días 2 y 40, el reactor A (FORSU) genera una media de 2,24 Lbiogás y 0,35 LCH4. El porcentaje de metano en el biogás es elevado (17,5%) desde el segundo día de experimentación y no se observa producción de hidrógeno en la fase de arranque.

Posteriormente, entre los días 40 y 90, se observa una producción media de 1,8 litros de biogás, con un alto contenido en metano (1,0 LCH4 ). Esta etapa caracteriza la fase de estabilización del reactor. La Tabla 41 muestra la composición físico-química final de los reactores A y B del SEBAC 11.

Tabla III.41. Caracterización físico-química final de los efluentes en el SEBAC11. Valores Iniciales y Finales Parámetros Analíticos

Reactor A –SEBAC11

Reactor B –SEBAC 11

Inicial

Final

Inicial

Final

1040,0 49,8 95,1 4,9 49,0 24,4 24,6

1030,0 33,3 97,6 2,4 24,0 8,0 16,0

1100,0 48,5 95,7 4,3 43,3 21,0 22,3

1080,0 34,8 97,7 2,3 23,0 8,0 15,0

STS (g/L) SVS (g/L) SFS (g/L) pH

6,9 6,5 0,4 6,3

2,9 1,2 1,7 8,3

3,5 1,0 2,5 8,0

6,4 1,8 4,6 8,5

Alcalinidad (gCaCO3/L) N-NH4 (g/L) N-total (g/kg) COD (g/L) DQO (g/L) P-total (g/kg TS) P-total (%) P (P205)(g/kg ST) Carbono (%) (Materia orgánica) C:N (Materia orgánica)

0,94 3,42 43,1 54,3 74,3 0,79 0,08 0,03 28,9 6,7

1,72 2,02 51,0 20,4 15,0 0,63 0,06 0,03 19,3 3,79

0,55 1,60 61,0 34,3 47,8 2,00 0,20 0,08 28,1 4,6

1,40 1,90 78,9 17,6 22,0 1,50 0,15 0,06 20,2 2,6

Densidad (kg/m3) Materia Orgánica (%) Humedad (%) Sólidos (%) ST (g/kg) SV (g/kg) SFT (g/kg)

En la composición final del lixiviado del reactor FORSU se observa una disminución en la concentración de materia orgánica frente a los valores iniciales, disminuyendo también la concentración de SV de 24,4 g/kg hasta 8,0 g/Kg.

224

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

Finalmente, como se puede observar en la Tabla III.42, tras 90 días de ensayo, el reactor A (FORSU) presenta un alto porcentaje de eliminación de materia orgánica (72,3 % de la DQO) y una alta producción acumulada de biogás (de 95,2L). Tabla III.42. Porcentaje de eliminación de la materia orgánica (COD y DQO), volumen medio generado y volumen de biogás y metano acumulado de los SEBAC 11, tras 90 días de experimentación. % Eliminación

reactor A - SEBAC 11 reactor B - SEBAC 11

DQO

COD

72,47 54,02

72,32 48,87

Volumen medio (L/día) Biogás CH4 1,05 2,31

0,36 1,28

Volumen acumulado (L) Biogás

CH4

95,2 208,5

33,1 115,6

En definitiva, los resultados de este estudio mostraron que el sistema SEBAC, en las condiciones ensayadas (termofílicas y digestión seca), exhibió un comportamiento adecuado para la biodegradación de la FORSU. El inicio de la fase de arranque se produce en el día 2 y el inicio de la fase de estabilización metanogénica se produce entre los días 35-45.

4.3.2. Resumen de los resultados de los SEBAC 9, 10 y 11. A partir de los resultados experimentales obtenidos en este capítulo y considerando los tres tipos de residuos sólidos urbanos estudiados (ROF, ROF_A y FORSU) se pueden extraer los siguientes resultados:

a El protocolo propuesto para realizar el arranque de los reactores SEBAC para la digestión anaerobia

termofílica seca ha sido adecuado para los tres tipos de residuos ensayados: ROF, ROF_A y FORSU.

a Los reactores con residuo orgánico fresco separado en origen (ROF y ROF_A) arrancan con mayor

rapidez que el reactor con FORSU procedente de una planta industrial de tratamiento de residuos sólidos urbanos como consecuencia de que este último presenta una ratio C/N demasiado baja. El arranque del reactor con FORSU se produce en un período de 40-50 días alcanzándose elevados porcentajes de eliminación de la materia orgánica y altas tasas de producción de metano.

225

Optimización del proceso SEBAC

4.4. Consideraciones generales del capítulo.

Considerando el objetivo previsto de “realizar la puesta en marcha y estabilización del proceso de digestión anaerobia termofílica seca utilizando la tecnología SEBAC”, y a partir de los resultados experimentales obtenidos en este capítulo, se pueden destacar los siguientes aspectos:

Se han diseñado diferentes ensayos de puesta a punto del sistema SEBAC con el objetivo de realizar el arranque y la estabilización de la digestión anaerobia termofílica seca del RSU. Se ha estudiado el efecto de la disposición de residuo fresco y purines en capas, el efecto de la naturaleza del inóculo, y el efecto de la composición del residuo fresco. ¾

¾

Tras el análisis del efecto de la disposición del reactor en capas se comprueba que:

•

Los SEBAC con elevado número de capas no generan lixiviado ya que un mayor número de capas conlleva un mayor grado de compactación del residuo en el interior del equipo lo que limita y reduce la capacidad de percolación del lixiviado.

•

El mejor diseño del proceso SEBAC es el conformado por 2 capas de residuo fresco y 2 de purín, permitiendo acelerar la etapa de arranque y estabilización del proceso de digestión anaerobia termofílica seca del ROF.

¾ Los resultados obtenidos en los ensayos del efecto de la naturaleza del inóculo permiten concluir que:

•

La baja actividad microbiana de los reactores A sin capas se relaciona con la naturaleza y composición del ROF más que con la naturaleza del inóculo utilizado LODO o ROF/PURINES.

•

Se selecciona el efluente de la digestión anaerobia mesofílica de una EDAR convencional (LODO) como fuente de inóculo para favorecer el desarrollo de la etapa de arranque del proceso anaerobio termofílico seco en el tratamiento del residuo orgánico fresco del restaurante.

226

Cap. III. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo SEBAC

Los resultados obtenidos en los ensayos del efecto de la naturaleza del residuo a digerir son las siguientes: ¾

•

¾

La adición de agentes estructurantes (consistentes en cáscaras de arroz (CA) y/o residuos de jardín (RJ), en distintas proporciones) permite reducir problemas de compactación del residuos orgánico. Se comprueba que, tanto la CA como el RJ son capaces de permitir la recogida de la cantidad del lixiviado teórico para intercambiar entre los dos digestores.

Protocolo propuesto para acelerar el arranque y estabilización del proceso SEBAC:

•

Realizar un pretratamento de acondicionamiento del RSU consistente en el secado del mismo durante un periodo de 12 horas a temperatura ambiente y, posteriormente, 24 horas a 55ºC.

•

Mezclar la fracción orgánica previamente secada y triturada con agente estructurante CA o RJ (15% del peso total del residuo a ser tratado) y, posteriormente, adicionar agua hasta obtener una mezcla con un contenido del 30% de sólidos totales.

•

El sistema SEBAC debe estar conformado por un reactor A con 2 capas de ROF y 2 capas de purín alternadas, y un reactor B constituido, preferencialmente, por lodos de EDAR digeridos en condiciones anaerobias mesofílicas.

¾ Del ensayo de validación del protocolo de arranque y estabilización de reactores en condiciones termofílicas y secas (30%), para el tratamiento del ROF, se concluye que:

•

Un sistema SEBAC funcionando según el protocolo propuesto puede arrancar rápidamente (25 días), mostrando una actividad degradativa elevada y una rápida estabilización del sistema. En el reactor de LODO se observa una única etapa metanogénica, durante toda la experimentación, mientras que en el reactor con ROF se distinguen dos fases: una fase hidrolítica y acidogénica, y una posterior fase de estabilización (metanogénica).

•

Ambos reactores A y B poseen una alta eficiencia degradativa cuando se comparan con los reactores sin empleo de agente estructurante y con reactores sin disposición en capas.

227

Optimización del proceso SEBAC

El ensayo de validación del protocolo de arranque de reactores con residuos de distintas naturalezas (ROF, ROF_A y FORSU), permite afirmar que: ¾

•

Para los tres residuos analizados (ROF, ROF_A y FORSU) se observa una diferenciación temporal espontánea de las diferentes etapas del proceso: el inicio de fase de arranque y puesta en marcha ocurre entre los días 1 y 5; a continuación, las fases acidogénicas y acetogénicas se observan entre los días 5 y 30; y finalmente, a partir del día 30, se identifica la etapa de estabilización (metanogénica), excepto en el caso de la FORSU, que se retrasa hasta el día 40 de ensayo.

•

El tratamiento de la FORSU presenta una menor eficacia depurativa cuando se compara con los residuos alimenticios (ROF y ROF_A) durante los primeros 30 días de experimentación por posible inhibición por amonio. No obstante, en la fase de estabilización comprendida entre los días 40 y 90 de ensayo, los resultados alcanzados son bastantes satisfactorios con alto porcentaje de eliminación de materia orgánica y alta producción de biogás y metano.

Por tanto, las características del sistema SEBAC modificado propuesto en este estudio, junto con el protocolo de operación desarrollado, suponen una excelente alternativa y procedimiento para la puesta en marcha de reactores anaerobios termofílicos en le digestión seca de residuos sólidos urbanos. ¾

228

CAPÍTULO IV ENSAYOS DE BIODEGRADACIÓN ANAEROBICA EN REACTORES DE TANQUE AGITADO: ESTUDIO DE LAS VARIABLES DE OPERACIÓN

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

230

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

1. INTRODUCCIÓN

En este capítulo se sintetiza la información disponible sobre las diferentes innovaciones técnicas desarrolladas en el campo del diseño de reactores o fermentadores para la digestión anaerobia. Se expondrán, brevemente, las principales variables de operación de la digestión anaerobia, tanto las relacionadas con el diseño del reactor (tipo, diseño y parámetros de operación, tiempo de retención hidráulico y velocidad de carga orgánica), como las variables relacionadas con el residuo (biodegradabilidad y biodegradación, naturaleza del residuo, tamaño de partícula, pretratamientos aplicables a residuos) y las variables relacionadas con la biomasa (naturaleza del inóculo, porcentaje de inoculación, proporciones residuo-inóculo y tiempo de residencia de sólidos).

Asimismo se desarrollan las técnicas, metodologías y herramientas necesarias para acometer un estudio en profundidad del proceso de puesta en marcha -arranque y estabilización- de la degradación anaerobia termofílica de residuos de alto contenido en sólidos en reactores discontinuos con agitación y 1,1 L de capacidad.

Fruto de los ensayos planificados en esta etapa experimental de puesta en marcha de reactores anaerobios termofílicos agitados de alto contenido en sólidos se pretende definir un protocolo de operación para el proceso de digestión anaerobia seca de residuos orgánicos. Como principales variables a estudiar se han elegido las siguientes: tipo de inóculo, porcentaje de sólidos totales y porcentaje de inoculación. 2. ANTECEDENTES La bibliografía publicada sobre la digestión anaerobia de residuos sólidos urbanos ha sido bastante escasa hasta hace pocos años, además de resumida y, a veces, confusa. Esto ha dificultado la comparación de resultados dada la gran diversidad de diseños de reactores, de tipos de residuos utilizados y de parámetros de operación analizados (tiempo de retención, contenido en sólidos, número de fases, temperatura, etc.). Actualmente, la potenciación de las energías renovables, la falta de espacio para la instalación de nuevos vertederos y el reciclaje de la materia orgánica en la agricultura han favorecido la mayor aceptación y la expansión de la biometanización de RSU. En este sentido, el aumento de la FORSU, debido a los sistemas de recogida selectiva, ha permitido modernos conceptos operacionales que admiten, entre otros, mayor contenido en sólidos totales en el reactor (rango de 20-35%), mayores temperaturas (rango termofílico) y separación de etapas del proceso.

231

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

2.1. Variables de operación en la digestión anaerobia de RSU

El éxito del proceso de digestión anaerobia requiere una adecuada selección de las variables de operación. Ello implica considerar el efecto que tienen sobre el proceso las principales variables operacionales que se describen a continuación: (1) variables relacionadas con el diseño del reactor; (2) variables relacionadas con el residuo y (3) las relacionadas con la biomasa. A- Variables relacionadas con el diseño del reactor 2.1.1. Tipos de reactores De forma esquemática, los reactores se clasifican de acuerdo con el tipo de crecimiento celular (suspendido o sobre el soporte), el sistema de retención de biomasa dentro del reactor y el tipo flujo (tanque agitado, flujo pistón, ascendente, descendente).

En función del tipo de crecimiento de los microorganismos, los digestores se clasifican en tres grupos: suspendido, adherido e híbridos: 1Cultivo suspendido: el crecimiento de los microorganismos ocurre en suspensión en el líquido y no dispone de ningún dispositivo de retención interna de los microorganismos. Los reactores que emplean este tipo de cultivo son los discontinuos, de tanque agitado, tubular y procesos de contacto. Los microorganismos presentes en el efluente son retirados del reactor, lo que supone una desventaja operativa; 2Cultivo adherido: el sistema incluye un medio soporte o dispositivo interno que permite la retención de los microorganismos en el digestor, donde el crecimiento de los mismos se produce en película o en aglomerados (flóculos). A su vez, estos sistemas son clasificados como soporte fijo (lecho estacionario) y lecho móvil (lecho expandido o fluidizado); 3Sistemas híbridos: el sistema híbrido es un intermedio del cultivo suspendido y adherido, donde una parte del reactor posee un material de soporte para el crecimiento de los microorganismos en película y en otra zona el crecimiento ocurre en suspensión.

En función del sistema de retención de biomasa se propone la siguiente clasificación: decantador interno, decantador externo, sin decantador, soporte móvil con separador interno, y sistemas combinados con retención de biomasa sobre soporte fijo abajo y suspendido arriba.

232

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

Finalmente, los reactores se pueden clasificar según el flujo del fluido en el seno de los mismos. Normalmente se persigue un contacto óptimo entre la biomasa y el efluente para el desarrollo de un proceso equilibrado con unos rendimientos adecuados. Los reactores continuos presentan modelos de flujo que se sitúan entre los extremos ideales de mezcla completa y de flujo pistón. Así, la modificación del grado de agitación puede permitir que el flujo real en el reactor se aproxime al modelo ideal de tanque agitado o de flujo pistón dependiendo de la configuración del reactor. Sin embargo, el reactor discontinuo, se caracteriza por la ausencia de flujo puesto que al funcionar por cargas intermitentes el flujo global es nulo.

A continuación se concretan las características de los principales reactores estudiados en la presente Tesis que son, además, los más aplicables a residuos sólidos urbanos: - Reactor continuamente agitado o tanque agitado: El reactor continuamente agitado incorpora un sistema de agitación mediante recirculación del líquido interno, agitación mecánica, recirculación del gas u otras opciones. Estos tipos de reactores no poseen ningún dispositivo para la retención de la biomasa por lo que presentan ventajas a la hora de tratar vertidos con altos contenidos en sólidos en suspensión. El sistema favorece la distribución uniforme del sustrato en el tanque, el mantenimiento de la temperatura y bajos niveles de toxinas en todos los puntos del reactor. Generalmente el sistema consiste en un tanque de acero u hormigón convenientemente aislado térmicamente donde el tamaño del tanque depende del caudal de vertido. Para este tipo de sistema el efluente contiene la misma concentración de microorganismos que el interior del tanque, por lo que si se disminuye el THR y la velocidad de generación microbiana es menor que el caudal de salida de microorganismos con el efluente se “lavado del reactor”. Las principales dificultades de esta tecnología son: elevado coste para mantener un régimen próximo a la mezcla completa; tamaño del reactor muy grande, lo que implica grandes costes de inmovilizado; y pérdidas de bacterias en el efluente, hecho que exige trabajar con elevados THR. En la actualidad es ampliamente utilizado para el tratamiento de lodos de depuradora y RSU.

- Reactor estático discontinuo o BATCH: son reactores que operan de forma similar al funcionamiento de un vertedero. El proceso funciona por cargas individuales: el residuo es introducido en el reactor, digerido con recirculación de lixiviado y, una vez finalizada la biodegradación, el residuo es retirado del reactor. Dependiendo del sistema de recirculación que se establezca se distinguen otros tipos de reactores, entre los que interesa resaltar el denominado SEBAC.

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Variables de operación y parámetros físico químicos de control

 SEBAC (Sequential Batch Anaerobic Composting): el proceso SEBAC se basa en la

interconexión de dos reactores; el primer reactor contiene residuo fresco y el segundo residuo parcial o totalmente digerido anaeróbicamente (Nopharatana et al, 1998). Los reactores se alimentan mediante circulación del lixiviado de un reactor a otro (Chugh et al., 1999), de modo que establece un flujo de microorganismos hacia el residuo sin digerir y de materia orgánica hacia el residuo digerido. Una descripción detallada del sistema SEBAC se ha realizado en el Capítulo III.

2.1.2. Diseño y parámetros del reactor

Uno de los principales problemas implicados en los procesos de fermentación es el diseño del fermentador. El diseño implica tanto la selección del tipo de reactor como la determinación de las mejores condiciones de operación (Levenspiel, 2002). Generalmente los reactores suelen ser cilíndricos y la relación altura/diámetro es importante ya que junto con el tipo de agitación instalado condicionan el modelo de flujo. Además, en el cálculo del tamaño del reactor es necesario considerar la carga orgánica volumétrica (COV) (kg de residuo/m3 día) y el tiempo hidráulico de retención (THR) (días).

A- Grado de Mezcla

El grado de mezcla o agitación es un punto clave en el diseño de equipos. Este parámetro es esencial para conseguir una buena marcha del proceso ya que permite el contacto directo del sustrato con los microorganismos responsables del proceso. Sin embargo, existen opiniones contradictorias ya que la intensidad y la frecuencia del mezclado deben ser distintas para los distintos residuos y tipos de tratamiento. Además, una agitación demasiado intensa puede romper los flóculos en que los microorganismos tienden a agruparse y ocasionar perturbaciones en el proceso. No obstante, algunos tipos de reactores funcionan bien sin ningún sistema agitación. Estos diseños son adecuados para sustratos con muy alto contenido en sólidos o sustratos básicamente solubles y en este caso el régimen de flujo se aproximará al de pistón.

Dado que las bacterias productoras y consumidoras de hidrógeno dependen unas de otras y forman asociaciones simbióticas en los reactores anaerobios, la agitación es necesaria, como mínimo, para garantizar el encuentro de los microorganismos con las sustancias a degradar (Stafford, 1982).

234

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

Así, la velocidad de agitación es un parámetro que puede influir en el desarrollo del proceso, siendo necesario un equilibrio entre la buena homogeneización y la correcta formación de agregados bacterianos (Fannin, 1987). En el caso, de la digestión anaerobia de RSU, una velocidad de agitación alta, por encima de 700 rpm, puede disminuir ligeramente la producción de biogás por ruptura de agregados bacterianos, ya que el establecimiento de los primeros núcleos de microbiota en ubicaciones concretas de la masa fomenta el desarrollo de la colonización (Stafford, 1982).

Por todo ello, los objetivos de la agitación de los reactores anaerobios se resumen en los siguientes puntos (Noone, 1990):

8

Proporcionar valores uniformes de concentración y temperatura en el medio, eliminando la estratificación térmica y manteniendo la temperatura uniforme en todo el reactor.

8 8 8 8 8 8

proporcionar una densidad uniforme de la población bacteriana.

8

Prevenir “cortocircuitos” o caminos preferenciales (bypass) para evitar que parte del sustrato pueda abandonar el reactor sin entrar en contacto con los microorganismos y, en consecuencia, sin ser depurado.

8

aumentar los procesos de transferencia de materia: las moléculas de sustrato solubilizado deben desplazarse hasta la superficie de los sólidos biológicamente activos.

8

aumentar el transporte de los productos intermedios y finales.

prevenir la formación de capas superficiales y de espumas. prevenir la sedimentación en el reactor. prevenir la formación de espacios muertos que reducirían el volumen efectivo del reactor. poner el contacto el sustrato fresco o influente con la población bacteriana. eliminar los metabolitos producidos por los microorganismos metanogénicos al favorecer la salida de gases.

En plantas industriales de residuos con alta carga orgánica, el mezclado continuo se suele llevar a cabo mediante diversos sistemas: dispositivos mecánicos, dispositivos neumáticos (inyección de gases), dispositivos estáticos (pantallas deflectoras), y mezclados por bombeo (recirculación de efluente) (Muñoz-Valero et al., 1987).

235

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

2.1.3. Tiempo de retención

Se define tiempo de retención (TR) como el tiempo necesario para renovar todo el contenido del reactor en un proceso continuo. Además, puede distinguirse entre tiempo de hidráulico retención (THR) y tiempo de retención de sólidos (TRS).

El THR indica el tiempo medio de permanencia de la alimentación líquida en un digestor:

THR =

volumen del líquido en el digestor volumen del efluente/día

El THR es uno de los principales parámetros de operación y control de los sistemas anaerobios, ya que afecta al funcionamiento del reactor y al nivel de las distintas poblaciones bacterianas que se establecen en el medio. Además, los valores de THR influyen muy directamente sobre el nivel de las familias metanogénicas, homoacetogénicas y sulfato-reductoras, así como sobre la composición de los productos de la fermentación en equipos que operan con fases separadas (Zhang y Noike, 1994). Por ello, los reactores de digestión anaerobia seca de RSU se diseñan bajo la base de un tiempo de retención mínimo de 20-30 días.

El tiempo de retención de sólidos (TRS) hace referencia al tiempo medio de permanencia de los sólidos y/o microorganismos, en el reactor. Es decir, indica el tiempo de permanencia de la biomasa en el digestor y se define como: TRS =

cantidad de sólidos en suspensión el digestor cantidad de sólidos en suspensión del efluente/día

El tiempo de retención de sólidos así como el tiempo de retención hidráulico, junto con la velocidad de carga, son los principales parámetros de diseño de los digestores anaerobios avanzados, definiendo el volumen del digestor necesario para una determinada aplicación. Así, el tiempo de retención de sólidos impuesto en el proceso de digestión anaerobia es decisivo para el correcto funcionamiento del reactor, ya que si éste es muy corto los microorganismos no permanecen el tiempo suficiente en contacto con el sustrato y, por lo tanto, no degradan toda la materia orgánica presente.

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Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

2.1.4. Velocidad de carga orgánica

La carga orgánica suministrada al proceso anaerobio hace referencia a la cantidad de sustrato alimentada al sistema y se expresa en unidades de DQO o de sólidos volátiles. Cuando la concentración de sustrato es muy baja, los microorganismos utilizan la materia orgánica básicamente para el mantenimiento (metabolismo basal) y, en consecuencia, no se produce generación neta de microorganismos. Por el contrario, altas cargas orgánicas, en ausencia de inhibidores, proporcionan altas producciones volumétricas de biogás.

Existe una influencia conjunta del tiempo de retención y la carga orgánica aplicada al sistema por lo que suele definirse la denominada densidad o velocidad de carga orgánica suministrada. La velocidad de carga orgánica indica la cantidad de materia orgánica que se introduce diariamente en el reactor y se expresa en gDQO/Ldigestor.día o en gSV/Ldigestor.día (De la Rubia et al., 2002).

Este parámetro es válido para controlar el proceso de digestión anaerobia de residuos con alta carga orgánica. En general un aumento de la carga orgánica suministrada en el sistema provoca una distorsión en el equilibrio existente entre las poblaciones microbianas lo que conlleva el aumento de la concentración de hidrógeno en el gas así como aumento en la concentración de dióxido de carbono y una disminución en la concentración de metano.

La inestabilidad puede provocar, especialmente en el caso de sobrecargas puntuales, la acumulación de ácidos grasos volátiles y la paralización del proceso (Ahring et al., 1995). Además podría ocurrir el consumo de bicarbonato lo que se traduce en una disminución de los valores de alcalinidad, y por tanto, en un aumento de la relación ácidos volátiles/alcalinidad, que resulta indicativa de la desestabilización del sistema anaerobio. No obstante, el fenómeno de acidificación del reactor se produce de forma gradual, por lo que la adición de agentes neutralizantes o la re-inoculación parcial con microorganismos activos, pueden evitar el deterioro del proceso (Pullammanappallil, 1997).

B- Variables relacionadas con el residuo 2.1.5. Biodegradabilidad y biodegradación Biodegradación y biodegradabilidad son términos que, en ciertas ocasiones, poseen un mismo significado. Sin embargo existe una diferencia fundamental entre ellos. La palabra biodegradación hace referencia al proceso destructivo de un compuesto orgánico por la acción de agentes biológicos y la

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Variables de operación y parámetros físico químicos de control

palabra biodegradabilidad hace referencia a una característica intrínseca del compuesto, en unas condiciones experimentales específicas. La biodegradabilidad de un residuo depende, además de su propia naturaleza, de la población microbiana y de las condiciones medioambientales que prevalezcan durante el transcurso del proceso degradativo. Así, mediante ensayos de biodegradabilidad es posible, para una población microbiana y unas condiciones de operación dadas, determinar el contenido de material no biodegradable presente en el vertido así como caracterizar la capacidad degradativa de la microbiota bacteriana utilizada en el proceso. El resultado del ensayo permite determinar el rendimiento final de un proceso anaerobio así como la necesidad de disponer de sistemas complementarios de tratamiento. 2.1.6. Naturaleza del residuo Las características físico-químicas del residuo determinan la evolución del sistema y de los microorganismos responsables del proceso de degradación. Estas características están determinadas no sólo por la tipología de residuo empleado sino también por el origen del mismo. Así, por ejemplo, en el caso de los lodos de depuradora y residuos sólidos urbanos, existen grandes diferencias de composición en función de las características de la comunidad que los origina, el tratamiento y preselección que se establecen previamente y, en definitiva, el conjunto de medidas relacionadas con la gestión del residuo. Esta variabilidad justificaría el desarrollo de estudios individualizados en cada caso para la optimización de las condiciones de arranque. Cabe resaltar que los residuos sólidos urbanos son muy complejos y su composición no es exactamente conocida. Según Mata-Álvarez et al. (1990), los residuos sólidos urbanos provenientes de restaurantes, mercados, etc., poseen un mayor porcentaje de materia orgánica frente a otros tipos de residuos urbanos provenientes del comercio o de la construcción. Los nutrientes (nitrógeno y fósforo) deben estar presentes en forma directamente asimilable por los microorganismos. Además, los nutrientes son importantes a hora de evaluar los costes de operación, dado que el fósforo soluble es caro.

Además, la capacidad de tamponamiento del medio de la mayoría de los residuos suele ser muy baja, lo que se traduce en bruscas variaciones del pH y acidez, inhibiendo la actividad microbiana, que es altamente dependiente de este parámetro. Resulta, por tanto, interesante implementar el residuo con otros capaces, no sólo de proporcionar una fuente de nutrientes esenciales que permitan acercarse más a las ratios óptimas de C/N/P, sino también de ejercer un tamponamiento del medio que le confiera estabilidad ante posibles cambios de pH y/o acidez.

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Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

La codigestión de residuos sólidos urbanos (especialmente su fracción orgánica) y lodos de depuradora ha sido estudiada ampliamente y, según algunos autores, ofrece numerosas ventajas frente a la digestión de los RSU de forma individualizada (Macé et al, 2005). El lodo de EDAR se utiliza como fuente de nutrientes y elemento estabilizador de pH (dada su alta alcalinidad) al tiempo que se soluciona el destino del propio lodo como residuo de los procesos de tratamiento de aguas residuales.

2.1.7. Tamaño de partícula del residuo

En general, la reducción del tamaño de partícula de un residuo ocasiona el consiguiente aumento de la superficie y mejora el proceso biológico en dos sentidos, en primer lugar, para sustratos con alto contenido en fibras y baja biodegradabilidad, se producen mejoras en el rendimiento de la producción de biogás. El segundo efecto de la reducción del tamaño de partícula es observado en todos los sustratos pero particularmente en aquellos con baja biodegradabilidad y es una reducción en los tiempos para la digestión (Álvarez, 2005).

En la mayoría de las plantas industriales de RSU, la alimentación de entrada al reactor procede de unidades de pretratamiento, donde el tamaño máximo de partículas está acotado. Así, debe promoverse la ruptura de la FORSU a digerir hasta el tamaño adecuado para evitar problemas mecánicos (agitación, bombas, etc.) y reducir limitaciones difusionales.

Determinados pretratamientos de reducción del tamaño de partícula (desmenuzamiento y trituración) permiten aumentar la velocidad del proceso biológico. En cualquier caso, desde el punto de vista del arranque de los reactores es conveniente disgregar, de la forma más efectiva posible, el residuo a tratar con el objeto de eliminar las limitaciones previamente comentadas en una etapa tan delicada.

En las plantas industriales de tratamiento de RSU, el esquema más utilizado es el triaje manual para la recuperación de fracciones valorizables y una posterior separación mecánica y electro-magnética. Sin embargo, el objetivo de esta segunda separación suele ser obtener un subproducto valorizable, en buenas condiciones, más que la eliminación de elementos para el tratamiento biológico. Por otra parte, también debe considerarse que el cortado que se puede producir en los trómeles, puede originar nuevas superficies para el ataque de las partículas por hidrólisis (Álvarez, 2005). No obstante, la FORSU procedente sólo del proceso de selección mecanizado ha presentado serios problemas en la planta de tratamiento de RSU de Italia (Bolzonela et al., 2005). Así, la selección del RSU, los procesos de reciclaje y recogida, así como el tipo de tratamiento de triaje tienen una estrecha relación con la calidad del residuo final.

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Variables de operación y parámetros físico químicos de control

2.1.8. Pre-tratamientos aplicables a residuos urbanos La hidrólisis de proteínas, carbohidratos y lípidos del residuo orgánico por parte de la microbiota acidogénica puede convertirse en la etapa limitante del proceso de degradación de RSU. Por ello, algunos autores han aplicado pre-tratamientos que persiguen incrementar la solubilización de la materia orgánica en el medio, facilitando la degradación del sustrato por parte de los microorganismos. La aplicación de pre-tratamientos a lodos orgánicos ha sido mucho más ampliamente investigada (Cassini et al., 2005). Está demostrado, para el caso de lodos activos, que un pretratamiento termoquímico con NaOH es la mejor opción frente a otros métodos como los mecánicos, térmicos, químicos, ultrasónicos, pretratamientos con ozono, luz ultravioleta o combinaciones entre estos dos últimos (Lu y Ahring, 2005). Así se consigue una mayor producción de metano (34,3 % superior), se incrementa la eficiencia en la eliminación de la DQO soluble (67,8 % superior), se consigue una distribución de tamaños de partículas más pequeña al igual que una mayor solubilización de proteínas, y sustancias carbonadas y, por último, se incrementa la reducción de SV en un 26 %. En el caso de los pretratamientos biológicos, los estudios realizados son muy genéricos y poco concluyentes. Se han realizado ensayos similares con enzimas y cultivos de microorganismos pero aún no existe una base sólida que defina si es rentable o no este tipo de tratamientos. A- Pre-tratamientos termoquímicos de la FORSU

El pre-tratamiento termoquímico consiste en realizar, de forma simultánea, el tratamiento térmico y químico previamente a la digestión anaerobia de la FORSU. El pretratamiento térmico consiste en introducir la FORSU en un autoclave, inertizar la atmósfera con nitrógeno y llevarlo a una temperatura, presión y tiempo de retención determinados (Park et al., 2005).

En cuanto al tratamiento alcalino se han ensayado diferentes agentes, pero se concluye que el que ofrece mejores resultados es el NaOH. Para el caso de lodos digeridos se incrementa la solubilización por encima del 46,0%. Además, se ha demostrado que consigue solubilizar el material ligno-celulósico hacia carbono orgánico soluble. C- Variables relacionadas con la biomasa 2.1.9. Naturaleza de la fuente de inóculo La fuente de inóculo empleada es un factor sustancial en el desarrollo del proceso de puesta en marcha de reactores anaerobios, siendo necesarios inóculos que posean una elevada capacidad de 240

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

tamponamiento del medio y además, que posean una actividad microbiológica adecuada, una gran capacidad para aclimatarse a las características del residuo y una alta capacidad para adaptarse a cambios de temperatura. Las fuentes de inóculo proveen al sistema de una población microbiana inicial que irá variando en magnitud y proporción de acuerdo al desarrollo del proceso. Así, la puesta en marcha del proceso no puede considerarse concluida hasta que no se produzca la aclimatación completa del inóculo; es decir, cuando se alcancen condiciones estables de operación para una alimentación del sistema basada en el nuevo residuo. Normalmente se recurre al empleo de inóculos formados por poblaciones mixtas, siendo el más utilizado el procedente de otro digestor, como los fangos procedentes de digestores anaerobios del tratamiento de lodos de depuradora, residuos ganaderos, o fangos de reactores anaerobios industriales, y las mezclas de ellos. Igualmente resulta importante que la composición físico-química del inóculo no constituya un obstáculo para el desarrollo del proceso global, siendo especialmente importante el efecto de inhibidores (amonio libre, metales pesados, compuestos orgánicos tóxicos, etc.). La aclimatación del inóculo se produce más rápidamente si se parte como inóculo del propio residuo digerido. Un novedoso procedimiento de arranque con residuos sólidos digeridos es el SEBAC, que consiste en intercambiar los lixiviados generados por residuos sólidos urbanos sin digerir y digeridos, de modo que se establece un flujo de microorganismos hacia el residuo sin digerir y de materia orgánica hacia el residuo digerido. Además, el uso de residuos de origen animal puede representar una importante modificación operativa porque éstos poseen una carga orgánica muy alta que produce una gran cantidad de metano y favorece la fase de arranque en la degradación del residuo sólido (Kashyap et al., 2003).

La actividad del inóculo caracteriza su aptitud para el proceso de puesta en marcha y puede resultar un buen índice para determinar el inóculo más adecuado para la degradación de la materia orgánica contenida en residuos con alto contenido en sólidos.

2.1.10. Porcentaje de inoculación o proporciones residuo-inóculo

Del estudio de la composición del residuo y de la naturaleza y composición del inóculo se obtienen referencias válidas para el diseño de las mejores proporciones de cara a un proceso de arranque más eficiente. En la mayoría de los casos, los porcentajes de inoculación empleados no responden a los 241

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

valores tradicionalmente aplicados para la inoculación de procesos en los que se involucran residuos líquidos. Así, los porcentajes de inoculación bajos suelen fracasar debido a la incapacidad del inóculo de admitir la rápida degradación hidrolítica y acidogénica de una fracción de los residuos sólidos urbanos. De hecho, en ocasiones, se adicionan residuos con altos contenidos en celulosas y hemicelulosas (residuos de poda y jardinería) para conseguir una ralentización de los procesos de hidrólisis.

No es sencillo determinar las proporciones de residuo-inóculo más acertadas y los estudios realizados, en muchas ocasiones, no convergen en sus conclusiones debido, principalmente, a la gran variabilidad de la composición del residuo a tratar en función de su origen. Asimismo, las características de los residuos a digerir y la naturaleza y concentración del inóculo condicionan la etapa de arranque de los procesos de digestión anaerobia.

En la bibliografía, los porcentajes de inoculación utilizados en procesos de digestión anaerobia con alto contenido en sólidos suelen oscilar entre 10 y 50% (Hashimoto, 1989). Así, un mayor porcentaje de inoculación conduce a un mejor comportamiento del sistema en las etapas iniciales pero constituye un freno para el escalamiento de los reactores a tamaños superiores. Por tanto, es necesario llegar a una solución de compromiso que permita optimizar el porcentaje de inóculo, utilizando el mayor porcentaje posible para no retardar la actividad biodegradativa sin hacer relevante el cambio de escala.

2.2. Parámetros físicos y químicos de control del proceso

La necesidad de mantener muy estrechos márgenes de variabilidad de las variables físico-químicas del medio (pH, temperatura, alcalinidad, acidez volátil, compuestos tóxicos y nutrientes) son aspectos necesarios para el éxito del proceso de digestión anaerobia en el tratamiento de residuos con alto contenido orgánico. 2.2.1. pH El pH, al igual que la temperatura, ejerce un marcado efecto sobre la velocidad de crecimiento y la selección del tipo de microorganismos preponderantes en el proceso. En el caso de la depuración anaerobia, el pH ejerce una gran influencia como consecuencia de la existencia de diversos grupos bacterianos implicados en el proceso cuyas actividades metabólicas dependen del pH y han de estar perfectamente coordinadas para que el proceso sea estable. Así, en el ecosistema anaerobio cada 242

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

grupo microbiano presenta un grado de sensibilidad distinto frente al pH, existiendo un rango de pH en torno a la neutralidad que permite el correcto desarrollo para todo el conjunto (Clark y Speece, 1987).

Los diferentes grupos bacterianos presentan niveles de actividad óptimos en los siguientes rangos de pH del medio: ± ± ± ±

organismos hidrolíticos operan adecuadamente entre 6,5-7,0; microorganismos acetogénicos entre 7,0-7,2; microorganismos acidogénicos en torno a 6; microorganismos metanogénicos entre 7 y 8,5.

Valores de pH por debajo de 4,5 y por encima de 8,3 detienen la actividad de todos los microorganismos implicados (Lay et al., 1997).

Se puede afirmar que el pH afecta fundamentalmente a la actividad enzimática de los microorganismos mediante: ² ² ²

cambios de estado de los grupos ionizables de las enzimas como el carboxil y amino; alteración de los componentes no ionizables del sistema, como por ejemplo el substrato; desnaturalización de la estructura proteica de las enzimas.

Por ello, cuando se produce una distorsión de las condiciones medioambientales del medio (aumento de la concentración de H2, sobrecarga de materia orgánica, variación de temperatura, etc.), las bacterias acetogénicas que transforman el ácido acético y la mezcla de dióxido de carbono-hidrógeno en metano, se inhiben temporalmente; sin embargo, las bacterias de la fase acidogénica son relativamente insensibles a dichas variaciones, y por tanto, continuarán produciendo ácidos, dióxido de carbono, hidrógeno, etc., provocando una importante disminución del pH del medio y, como consecuencia, la inhibición de la actividad metanogénica y acetogénica (De la Rubia, 2003).

Este fenómeno constituye un ciclo cerrado y parece ser irreversible, aunque el tiempo de recuperación depende de la duración de la alteración.

El pH influye también en el mecanismo de inhibición de degradación del propionato provocado por el acético, siendo la inhibición mayor a pH bajos (Fukuzaki et al., 1990). En este caso, el componente tóxico es la forma no ionizada del ácido acético, que aumenta con la acidez del medio.

243

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

Según Pérez et al. (1996a y 1996b) el pH es un parámetro habitualmente utilizado en el control y seguimiento de digestores anaerobios, pues muchos fenómenos tienen influencia sobre el mismo, además de su facilidad de medida y rapidez.

Otros autores no consideran el pH como una buena variable de control por resultar demasiado lenta: una vez detectada una variación importante de pH, el fracaso del sistema puede ser ya irreversible (Iza, 1995). Por ello se consideran otras variables como mejores indicadores del estado del proceso, como la producción del biogás y su contenido en metano, el contenido de ácidos grasos volátiles o la relación entre ellos (Hill et al., 1987; Hill y Holmberg, 1988; Ahring et al., 1995), la presión parcial de hidrógeno, o indicadores basados en el número de bacterias o actividad microbiana (Angelidaki y Ahring, 1997b).

2.2.2. Alcalinidad

La alcalinidad de un agua es su capacidad para neutralizar ácidos y constituye la suma de todas las bases titulables. La alcalinidad total es la suma de la alcalinidad bicarbónica (consecuencia de la presión parcial del dióxido de carbono y del tampón carbonato-bicarbonato), y la alcalinidad acética (consecuencia de los ácidos en el medio).

La alcalinidad bicarbónica es debida a la concentración de carbonato y bicarbonato amónicos presentes en el medio, formados a partir del dióxido de carbono disuelto junto con el amonio procedente de la desaminación de los compuestos nitrogenados. La existencia de los compuestos amónicos implica la existencia de un equilibrio entre ellos, de alta capacidad tampón, que mantiene un pH aproximado de 7,2.

La alcalinidad acética, a su vez, es la capacidad reguladora del medio cuando a un pH dado y a una determinada concentración de ácidos volátiles en el medio, existe una relación entre la cantidad de ácidos libres y de sus sales. En este sentido, los porcentajes de acetato en el medio, dependiendo del pH, son:

pH a 5,5

85% de acetato en el medio

pH a 7,0

99,4% de acetato en el medio

pH superiores a 7

ácidos se encuentran en forma de sales (amoniacales)

244

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

En un reactor anaerobio la alcalinidad esta relacionada con la capacidad del medio para mantener el pH frente a los distintos problemas de operación. Esta capacidad tampón puede ser proporcionada por un amplio rango de substancias siendo, por tanto, una medida inespecífica. En el rango de pH de 6 a 8, el principal equilibrio químico que controla la alcalinidad es el dióxido de carbono-bicarbonato.

La relación ácidos/alcalinidad es una relación indicativa del contenido de ácidos y de la capacidad tampón del sistema. Según Iza (1995) se recomienda no sobrepasar un valor de 0,3-0,4 para evitar la acidificación del reactor.

Otros autores distinguen los siguientes rangos para la razón acidez/alcalinidad:

Rango

Respuesta del Sistema

0-0,1

Valor deseable, indicativo de una alta capacidad tampón del sistema

0,1-0,5

Fallos de funcionamiento debido a serios descensos de alcalinidad

> 0,5

Valor indeseable, los valores de pH comienzan a descender

2.2.3. Acidez volátil

Los ácidos grasos volátiles son los compuestos intermedios más importantes del proceso anaerobio, siendo, por ello, fundamental conocer su evolución. Juegan un papel muy importante en la monitorización y control de reactores anaerobios, mostrando una rápida respuesta a las variaciones en el sistema, por ejemplo en el caso de sobrecargas orgánicas (Ahring et al., 1995), o en el caso de la introducción de tóxicos.

El ácido acético (AcH) es, sin duda, el sustrato más importante en las reacciones de formación de metano. El ácido acético puede estar en forma molecular o disociada:

AcH Ka =

Ac- H+ [Ac-][H+] [AcH]

245

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

La constante de equilibrio indica la influencia del pH. A temperaturas de 35ºC y pH 6,0 la totalidad del ácido acético se encuentra disociado y su efecto inhibidor es reducido. Este comportamiento puede explicarse al considerar que muchas bacterias son relativamente impermeables al paso de H+, Ac- y OH-, mientras que pueden tolerar el paso a través de su membrana celular, del AcH no disociado, el cual al disociarse en el interior celular modifica el pH interno. Por tanto, el proceso debe transcurrir en condiciones favorables para que exista un equilibrio entre la producción de ácidos, por las bacterias acidogénicas, y su transformación en metano, por las archaeas metanogénicas.

Los ácidos de cadena larga son considerados los más tóxicos, y el acetato el ácido graso menos tóxico. No obstante, hasta que todo el butirato y acetato no se degradaban, el propionato no se degrada y se acumula en el reactor (Ozturk, 1991).

La acumulación de propiónico en el reactor, especialmente de la forma no ionizada, puede inhibir la acetogénesis a partir de propiónico (Fukuzaki et al., 1990), y la metanogénesis acetoclástica (Barredo y Evison, 1991).

En procesos anaerobios de arranque de reactores con RSU, la acidez total puede alcanzar valores muy superiores a los registrados en otros residuos o en un sistema estabilizado (Bolzonella et al., 2003) sin que el proceso se inhiba (Pind, 2002). No obstante, hay cierta dispersión en la bibliografía sobre los valores de concentración de los ácidos grasos volátiles que pueden inhibir algunos de los procesos que tienen lugar en un reactor anaerobio.

Según Hill y colaboradores (1987) el aumento de su concentración está relacionado con la disminución en la producción de biogás.

Ahring et al. (1995) concluyeron que concentraciones de ácidos grasos volátiles por debajo de 50 mM, equivalente a 3000 mgacético/L, no producen ninguna disminución de la producción de metano. Son los ácidos propiónico y valérico los primeros que afectan al proceso, mientras que el butírico y el acético han de acumularse por encima de 100 mM para afectar a la tasa de producción de metano.

246

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

Altas concentraciones de ácidos grasos de cadena larga pueden inhibir el proceso de digestión anaerobia (Galbraith et al., 1971; Hanaki et al., 1981; Angelidaki y Ahring, 1992; Rinzema et al., 1994). Las grasas neutras (triglicéridos) son hidrolizadas rápidamente a ácidos grasos de cadena larga (AGCL). Las concentraciones límite de inhibición no están muy claras en la bibliografía y dependen mucho del tipo de ácido graso, así como de la forma en que se encuentre. El efecto inhibidor de los ácidos grasos de cadena larga provoca un aumento de la duración de la fase “de latencia” en ensayos en discontinuo (Hanaki et al., 1981).

Según la bibliografía, la toxicidad de los ácidos grasos de cadena larga, en especial del oleico, es mayor en el rango termofílico que en el mesofílico, estando también afectada por el tipo de lodo digerido (granular o floculento) (Hwu y Lettinga, 1997). Angelidaki y Ahring (1992) concluyeron que los ácidos grasos libres de cadena larga, oleico y estárico, inhiben todos los pasos de la digestión anaerobia termofílica, provocando, a una concentración de 0,2 g/L de oleico, el aumento en la duración del desfase inicial en la producción de metano, fase “lag”, mientras que el crecimiento bacteriano es completamente inhibido a una concentración de 0,5 g/L de oleico y 1,0 de esteárico.

2.1.4. Compuestos tóxicos

Aunque algunos autores consideran los compuestos tóxicos como una variable de operación en los procesos de digestión anaerobia para el tratamiento de residuos sólidos urbanos, en este apartado se expondrán algunos efectos causados por los compuestos tóxicos, dado que la magnitud de la toxidad es función de diversos factores, incluyendo concentración, antagonismos, formación de complejos y aclimatación (Kugelman y Chin, 1971).

Los sistemas de depuración biológicos implican poblaciones microbianas complejas, como es el caso de los digestores anaerobios. Así los digestores pueden estar sometidos a procesos de inhibición originados a través de diferentes mecanismos (García-Morales, 1997) que han sido ampliamente descritos en la bibliografía: ; ; ; ; ; ;

inhibiciones por producto o por sustrato, cuando se acumulan uno u otro en el medio inhibiciones producidas por sustancias generadas como productos intermedios en las reacciones metabólicas: hidrógeno, ácidos grasos volátiles, H2S inhibiciones por sustancias que, de forma accidental, penetran en el reactor inhibiciones producidas por sustancias inhibidoras, orgánicas o inorgánicas inhibiciones por sustancias que acompañan a la alimentación de forma regular: sustancias orgánicas diversas inhibición por las características físicas del medio (pH o temperatura) 247

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

La velocidad de crecimiento bacteriano aumenta con la concentración de sustrato, llegando a un punto en que se estabiliza y, dependiendo de cada caso concreto, puede llegar a descender (inhibición por el substrato). Así, en términos absolutos, una sustancia puede comportarse como tóxico o como sustrato dependiendo de su concentración en el medio.

Los fenómenos de antagonismo y sinergismo son muy importantes al hablar de toxicidad. Antagonismo es una reducción de la toxicidad de un sustrato en presencia de otro y sinergismo es el aumento del efecto tóxico de una sustancia causada por la presencia de otra. La formación de complejos resulta, también, fundamental. Si una sustancia no está en solución, no puede penetrar dentro de la célula, y por tanto no podrá afectar el metabolismo del organismo.

Aunque el efecto de la entrada de una alta concentración de una sustancia tóxica pueda inhibir la marcha del reactor, las poblaciones microbianas pueden recuperar su actividad con relativa rapidez (13 días), dependiendo de las condiciones de operación. Además, los microorganismos pueden aclimatarse a la presencia de dichas sustancias cuando se emplean períodos de arranque largos, consiguiéndose que el reactor sea activo para ciertas concentraciones de tóxicos, superiores a las normalmente admitidas.

¤

Nitrógeno amoniacal

No todos los grupos de metanogénicos resultan igualmente inhibidos por los mismos compuestos. Entre los inhibidores del crecimiento de los microorganismos metanogénicos más conocidos está el amonio. La inhibición por amoníaco libre es más fuerte para los metanogénicos acetoclásticos que para los hidrogenotróficos (Angelidaki y Ahring, 1993).

En un reactor anaerobio, el nitrógeno es un nutriente muy importante para el crecimiento bacteriano (McCarty, 1964). Un cambio brusco en la concentración de amonio produce un descenso en la velocidad de crecimiento de los organismos metanogénicos, pero no en la tasa de crecimiento de los acidogénicos o acetogénicos (Koster y Lettinga, 1988; Robbins et al., 1989).

Según Angelidaki y Ahring (1994) el efector inhibidor del amoníaco es mayor en el rango termofílico que en el mesofílico por el aumento de la concentración de la forma tóxica –NH3 al aumentar la temperatura y a la mayor sensibilidad de los microorganismos termofílicos al amoníaco libre (Gallert et

248

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

al., 1998). Como consecuencia, las tasas elevadas de hidrólisis de proteínas en el rango termofílico provocan mayores concentraciones de ácidos volátiles (Zeeman et al., 1985). La forma que parece causar la inhibición por amonio es el amoníaco libre (NH3) ya que el efecto inhibitorio del amonio parece aumentar a pH alcalinos y a altas temperaturas (Zeeman et al., 1985). Los límites de inhibición varían mucho según el autor. Así, el efecto de adaptación de los microorganismos ha sido constatado por diversos autores (Hashimoto, 1986; Koster y Zeemen, 1988). ¤

Hidrógeno

El hidrógeno es un importante intermediario del proceso anaerobio. Su acumulación puede provocar la inhibición de la acetogénesis, con la consiguiente acumulación de ácidos grasos volátiles, estando especialmente descrita la acumulación de propiónico (Harper y Pohland, 1986; Boone y Xun, 1987). Hill y Cobb (1993) relacionaron altos valores de la presión parcial de H2 con el aumento de la fracción iso de butírico y valérico. ¤

Compuestos azufrados en los sistemas anaerobios

En presencia de sulfatos, las archaeas metanogénicas compiten con las bacterias sulfato-reductoras por los sustratos útiles, mostrando las últimas, ventajas termodinámicas y cinéticas sobre las primeras, tanto sobre las que consumen hidrógeno como sobre las acetoclásticas (Hulshoff et al., 1998). El resultado de esta competición determinará la proporción de sulfhídrico y metano en el biogás producido.

Además de la competición, el sulfhídrico es tóxico a altas concentraciones para muchos grupos bacterianos. Parece que la forma tóxica es la no ionizada, ya que es la que puede atravesar la membrana celular, por lo que la inhibición se ve favorecida a pH bajos y a bajas temperaturas (predominio de la forma no ionizada y mayor solubilidad en la fase líquida). El sulfato es, además, un importante inhibidor, aumentando su efecto inhibidor en función de la relación DQO/sulfato, de forma que los sustratos adaptados no muestran inhibición para valores de la relación por encima de 10, y sí hay signos de inhibición por debajo de un valor de 7-8, aunque es posible mantener un proceso estable (Omil et al., 1995).

249

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

¤

Metales pesados y cationes

Los metales pesados también son tóxicos para las archaeas metanogénicas (Sanjoy et al., 1995). El orden de toxicidad de los metales pesados es, según Hayes y Theis (1978):

Ni > Cu > Cr (III) > Pb > Zn En primer lugar la toxicidad es menor si la introducción del tóxico en el reactor es gradual. Los niveles de inhibición varían mucho en función de la fuente, debido a varios factores. Los metales pesados precipitan en presencia de sulfuros, desapareciendo de la solución, por lo que resultan menos tóxicos para los microorganismos, pudiendo llegar a tolerarse elevadas concentraciones de metales pesados. Así, la presencia de H2S contribuye a la disminución de los metales en disolución, ya que da lugar a precipitados de sulfuros metálicos. La tolerancia de los metales alcalinos y alcalinotérreos en el digestor anaerobio es relativamente importante, llegándose hasta 10 g/L de Na+, al igual que para los sulfuros, amoniaco y amonio, metales pesados, moléculas orgánicas del tipo de los poli fenoles, y derivados de hemicelulosas. También los cationes o aniones son sustancias tóxicas dependiendo de la concentración, aumentando la toxicidad con el peso molecular. El ion cianuro es tóxico a concentraciones de 1 ppm, aunque las bacterias pueden llegar a aclimatase a niveles mayores. Otros cationes como calcio, sodio, potasio, etc., pueden resultar inhibidores para el proceso anaerobio, a concentraciones altas (Kim et al., 1999).

2.2.5. Nutrientes El proceso anaerobio se caracteriza, frente a procesos aerobios, por los bajos requerimientos de nutrientes, debido fundamentalmente a los bajos índices de producción de biomasa (5%), mientras que en el proceso aerobio el 80% de la materia orgánica consumida es utilizada en la síntesis de nuevo material celular. A pesar de ello, los microorganismos anaerobios necesitan para su desarrollo el suministro de una serie de nutrientes minerales, además de una fuente de carbono y de energía. Para determinados procesos necesitan, además, compuestos orgánicos especiales, como vitaminas. Los nutrientes del sistema anaerobio son nitrógeno, sulfuro, fósforo, hierro, cobalto, níquel, molibdeno, selenio y otros (Speece, 1987).

250

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

Los principales macronutrientes necesarios para el crecimiento de los microorganismos son el carbono, nitrógeno y fósforo. El carbono y el nitrógeno son indispensables para el crecimiento y la diversificación de la biomasa microbiológica. La cantidad requerida de estos nutrientes en los procesos de digestión anaerobia es variable según las especies de microorganismos existentes y el sustrato que se degrade.

El siguiente esquema recoge los rangos de concentración de nutrientes para el tratamiento de diversos sustratos biodegradables en los procesos anaerobios:

Concentración de Nutrientes

Referencia

Relación C:N:P C:N

15-30:1

C:N

10-500:1

Speece (1987) Chynowteh (1981)

C:P

75-113:1

Speece (1987)

C:P

50-26000:1

Chynowteh (1981)

C:N:P

100:2,5:0,5

Rajeshwari et al. (2000)

C:N:P

100:0,5:0,1.

Ying (1988)

Relación DQO:N o DQO:P DQO:N

30:1

van der Berg y Kennedy (1981)

DQO:N:P

100:2,5:0,5

Fiestas (1981)

DQO:P

≥ 300

van der Berg y Kennedy (1981)

Además de los tres nutrientes mayoritarios (carbono, nitrógeno y fósforo) la actividad microbiana requiere la presencia de algunos compuestos en pequeñas cantidades, tales como: sodio, calcio, magnesio, cloruro y sulfato. Asimismo, muchos microorganismos requieren pequeñas cantidades de hierro, cobre, magnesio, cloruro y sulfato.

251

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

Los requerimientos nutricionales pueden depender de la velocidad de carga orgánica y del tiempo de retención de sólidos. Así, la necesidad de los requerimientos nutricionales para producción de nuevos organismos será menor o mayor en función de los parámetros de operación. Otros autores han expresado las necesidades del nitrógeno y fósforo en función de la concentración de carbono de la alimentación, utilizándose la relación C/N. El siguiente esquema se recoge la relación C/N de algunos residuos orgánicos:

Residuo orgánico

Porcentaje en Nitrógeno

Relación C/N

Residuos de procesados de alimentos residuos de frutas

1,52

34,8

7,0-10,0

20,0

1,5

25,0

1,7

18,0

caballo

2,3

25,0

purín

3,75

20,0

aves

6,3

15,0

oveja

3,75

22,0

0,07-0,13

170,0-723,0

residuos de vegetales residuos de patata Excrementos vaca

Residuos de procesados de madera madera de Pinos mezcla de papel

0,25

173,0

0,05-0,07

470,0-983,0

1,96-2,15

21,0-20,1

hojas muertas

0,5-1,0

40,0-60,0

Aguas residuales

1,88-5,6

6,3-15,7

periódicos y revistas Residuos de jardín hierba

Fuente: Tchoubanoglous et al., 1993.

252

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

3. MATERIAL Y MÉTODOS 3.1. Metodología y Planificación de Trabajo El objetivo global de esta etapa de trabajo es estudiar las principales variables de operación que tiene una mayor incidencia y proponer un protocolo de puesta en marcha y estabilización de la digestión anaerobia termofílica seca utilizando la tecnología convencional de tanque agitado (1,1 L). Para la consecución de este objetivo se establecen distintas etapas experimentales que dan respuesta a los diferentes objetivos parciales planteados: ¤ ETAPA 1: Efecto del tipo de inóculo utilizado: excrementos animales (estiércol de vaca, purines de cerdo, etc.) y lodos anaerobios mesofílicos de EDAR o mezclas de ambos residuos.

¤ ETAPA 2: Efecto del porcentaje de sólidos totales del residuo a tratar. Esta variable tiene un acusado efecto sobre el proceso de puesta en marcha de la digestión anaerobia. Según la bibliografía los valores utilizables oscilan entre el 15% y el 30%.

¤ ETAPA 3: Efecto del porcentaje de inoculación (razón fuente de inóculo/residuo a tratar) sobre el proceso de puesta en marcha. Según la bibliografía, este valor suele oscilar entre el 10 y el 30%.

3.2. Equipo utilizado para la biodegradación de los residuos sólidos urbanos

Para realizar los ensayos de biodegradación anaerobia termofílica de RSU en condiciones secas se utilizaron reactores discontinuos a escala de laboratorio, que fueron diseñados por el grupo de investigación y han mostrado ser idóneos para la adquisición de datos experimentales (Figura IV.1).

El equipo consta de una batería de reactores anaerobios agitados y calefactados mediante baño termostático modelo PRECISTERM 6000142/6000389 SELECTA S.A., con rango de temperatura entre 5-110ºC± 1ºC y capacidad para 45 litros de agua.

Sobre el baño descansa un panel eléctrico de control sujeto con una plancha de PVC, en la que se ha mecanizado el contorno de cada uno de los reactores que componen la batería. Este panel permite el

253

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

funcionamiento de cada reactor independientemente. El sistema posee además, un depósito de agua y un sistema de recogida de biogás (mediante bolsas TEDLAR). Cada reactor consiste de un vaso de acero inoxidable con una capacidad total de 1,1 L (volumen útil 0,75 - 0,8 L), dotado de los siguientes componentes (Figura IV.1):

a Sistema de Cierre: cada reactor posee dos cierres básicos flexibles (presión) y una junta de neopreno de 3 mm de espesor situada entre el vaso de acero y el motor permitiendo la perfecta hermeticidad del sistema y manteniendo las condiciones anaerobias del medio.

a Sistema de Aberturas: la tapa superior del reactor contiende dos aberturas, una de ellas permite la salida de biogás y la otra tiene insertada una válvula de tres vías de acero inoxidable con dos posiciones: abierta y cerrada (Figura IV.2a y b). La posición abierta se utiliza para toma de muestra del interior del reactor, por succión mediante una jeringa de 100 mL a través de una varilla de acero, diseñada específicamente para esta válvula. La posición cerrada se utiliza para la salida del biogás que se genera en el proceso.

a Sistema de Agitación: está compuesto por un motor de reducción compacto modelo MONO/0012 que acciona el eje de agitación. Las palas son horizontales tipo espita. Posee en total 14 aspas cilíndricas dispuestas a distintas alturas y en ángulo de 90º respecto al eje (Figura IV.2c). El eje gira a 10 rpm, y además cambia de sentido mediante un temporizador, siendo la máxima velocidad, de 40 rpm.

254

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

A. 1 2 3 4 5

B. DEPÓSITO DE AGUA

BOLSA TEDLAR

BAÑO

Figura lV.1. Esquema de la batería de reactores biológicos: a) detalle del reactor tipo agitado de escala de laboratorio (1- salida de biogás; 2- toma muestra; 3- motor; 4- vaso de acero inoxidable; 5- aspa de agitación); y b) ilustración del sistema.

255

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

(a)

(b)

(c)

Figura IV.2. Detalles del reactor discontinuo de tanque agitado: en (a) y (b) detalle del reactor y de la válvula con salida para biogás y muestra líquida; (c) detalle del aspa de agitación.

3.3. Selección y pretatamiento de los residuos La fracción orgánica del residuo sólido urbano y los inóculos seleccionados para los ensayos han sido los siguientes: ¸ Residuo sólido urbano procedente del restaurante: el residuo sólido urbano seleccionado en origen procede del restaurante de la Facultad de Ciencias del Mar y Ciencias Ambientales (CASEM) de la Universidad de Cádiz (ROF) (Figura IV.3a).

A diferencia de los experimentos anteriores, en el pretratamiento de las muestras se procedió a la reducción del tamaño de partícula hasta 0,1 - 0,5 cm, debido al pequeño diámetro del dispositivo de toma de muestra del reactor agitado.

256

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

¸ Residuo sólido urbano procedente de una Planta de tratamiento de RSU: el residuo inicial (FORSU) procede de la salida de tromel de 30 mm de la Planta de Tratamiento “Las Calandrias” ubicada en Jerez de la Frontera (Cádiz) (Figura IV.3b). Dicho residuo se trituró para reducir el tamaño de partícula y, por ello se denominará FORSU_T (Figura IV.3c).

Todos los detalles de la composición y de los pretratamientos de acondicionamiento de los residuos se recogen en el apartado de Material y Métodos del Capitulo II.

a)

b)

c)

Figura IV.3. Ilustración de los residuos sólidos urbanos utilizados: (a) residuo orgánico fresco (ROF); (b) residuo sólidos urbano de la Planta de Tratamiento de RSU (FORSU); y c) fracción orgánica de residuo sólido urbano triturada (FORSU_T).

B- Fuentes de inóculo: las fuentes de inóculo no han sido sometidas a ningún tipo de pretratamiento (Figura IV.4) y son las siguientes: ¸ silo de maíz (SM): mezcla homogénea con un grado de humedad próximo al 67,7%, proveniente de una instalación ganadera ubicada en la ciudad de El Puerto de Santa Maria. ¸ residuo orgánico urbano mezclado con cáscara de arroz y digerido anaeróbicamente (ROF_D): mezcla homogénea de residuos con un grado de humedad próximo al 83,6%, procedente de experimentos previos realizados con el proceso SEBAC que no han sido presentados en el presente documento. ¸ estiércol de vaca (VACA): mezcla homogénea con un grado de humedad próximo al 46,4%, proveniente de una instalación ganadera ubicada en la ciudad de El Puerto de Santa Maria. 257

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

¸ purines de cerdos (PURIN): mezcla homogénea con un grado de humedad próximo al 70,4%, proveniente de una instalación ganadera ubicada en la ciudad de El Puerto de Santa Maria. ¸ lodo digerido de EDAR (LODO): proveniente de la línea de recirculación de los digestores anaerobios mesofílicos de la EDAR Guadalete ubicada en Jerez de la Frontera. Los detalles de la composición físico-química de los lodos digeridos utilizados se encuentran en el apartado 2.3. del Capitulo II. ¸ lodos de depuradora y purín (LODO/PURIN): mezcla de lodos y purines, en proporción del 50%.

a)

(b)

(c)

(d)

(e)

(f)

Figura IV.4. Fuentes de inóculo utilizadas en los ensayos: (a) silo de maíz (SM); (b) residuo orgánico urbano mezclado con cáscara de arroz y digerido anaeróbicamente (ROF_D); (c) estiércol de vaca (VACA); (d) purines (PURIN); (e) lodos de depuradora (LODOS); (f) LODO/PURÍN.

258

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

Previamente al sellado de los reactores se añadió agua destilada hasta que el residuo seleccionado alcanzó un porcentaje en sólidos totales del orden del 20 o 30%, dependiendo del ensayo. A continuación se adicionó el porcentaje de inóculo correspondiente (20, 25 o 30%). 3.4. Técnicas analíticas Los parámetros analizados a las muestras del residuo fueron: sólidos totales (ST), sólidos volátiles (SV), sólidos fijos totales (SFT), sólidos totales en suspensión (STS), sólidos volátiles en suspensión (SVS), sólidos fijos en suspensión (SFS), sólidos totales disueltos (STD), sólidos volátiles disueltos (SVD), sólidos fijos disueltos (SFD), pH, alcalinidad, N-NH4, demanda química de oxígeno (DQO), carbono orgánico disuelto (COD) y acidez total.

Para la determinación de la composición y caracterización físico-química de los residuos iniciales e inóculos se analizaron los mismos parámetros mencionados y algunos adicionales tales como densidad, N-total y P-total.

Las determinaciones analíticas para la caracterización de los residuos y para el control del funcionamiento de los reactores se han realizado según se detalla en el apartado de Material y Métodos del Capitulo II.

La temperatura de operación seleccionada en todos los ensayos fue la óptima en el rango termofílico (55°C). Diariamente se analizó el biogás (composición y volumen) de las bolsas, y cada 3 días se procedió a la toma de muestra del residuo para seguimiento y control de los parámetros físico-químicos más significativos del proceso.

259

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

4. RESULTADOS Y DISCUSIÓN

En el presente capítulo se exponen y discuten los resultados más relevantes obtenidos en el desarrollo de las etapas experimentales del plan de trabajo previamente expuestas. Estos resultados permitirán establecer un protocolo de puesta en marcha de reactores de tanque agitado para la digestión anaerobia seca, en condiciones termofílicas. 4.1. Arranque, puesta a punto y estabilización de los reactores tanque agitado 4.1.1. Efecto del tipo de inóculo sobre el proceso de puesta en marcha

Para llevar a cabo este estudio se diseñaron 6 experimentos utilizando un tipo de residuo urbano, el residuo del restaurante o residuo orgánico fresco (ROF), y seis tipos de fuentes de inóculo. Atendiendo a la bibliografía más relevante del tema y a los ensayos ya realizados con el sistema SEBAC se seleccionaron las siguientes condiciones de operación: régimen de alimentación en discontinuo, contenido en sólidos totales del 20%, porcentaje de inoculación de 25% y rango de temperatura termofílica (55ºC). Así, para cada tipo de inóculo se preparó un total de 800 mL de residuo inicial según las siguientes proporciones: 20% de ROF y 80% (agua + INÓCULO). La composición de cada reactor y un esquema general de este ensayo se recoge en la Tabla IV.1. El porcentaje de inóculo fue calculado de acuerdo con la densidad de cada residuo (Tabla IV.2).

Tabla IV.1.

Composición de los ensayos de digestión anaerobia seca utilizando el residuo orgánico fresco (ROF) y distintas fuentes de inóculo. Denominación ROF/SM

Composición de los Reactores 80g ROF + 448 mL AGUA + 56g SM

ROF/ROF_D

80g ROF + 448 mL AGUA + 128g ROF_D

ROF/VACA

80g ROF + 448 mL AGUA + 203,2 VACA

ROF/PURIN

80g ROF + 448 mL AGUA + 176g PURIN

ROF/LODO

80g ROF + 448 mL AGUA + 160g LODO

ROF/PURIN_LODO

80g ROF + 448 mL AGUA + 168g PURIN_LODO

260

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

Tabla IV.2.

Caracterización físico-químico inicial del residuo sólido urbano (ROF) y de los cinco tipos de inóculos utilizados como materia prima en los ensayos. Valores Iniciales

Parámetros Analíticos Densidad (kg/m3) Materia Orgánica (%) Humedad (%) Sólidos (%) ST (g/kg) SV (g/kg) SFT (g/kg) STS (g/L) SVS (g/L) SFS (g/L) pH Alcalinidad (g/L) Acidez Total (g/L) N-amon. (g/L) N-total (g/kg) COD (g/L) DQO (g/L) Carbono (%) (Materia orgánica) C:N (Materia orgánica)

ROF

LODO

PURINES

VACA

SILO DE MAIZ

SEBAC

500,0 80,5 13,2 86,8 868,0 698,4 169,6

1080,0 53,2 98,7 2,3 23,5 12,5 11,0

1100,0 68,6 70,4 29,6 296,0 203,0 93,0

1270,0 70,1 46,4 53,6 536,0 76,0 460,0

350,0 87,6 67,7 32,3 323,0 283,0 40,0

800,0 51,2 83,6 16,4 164,0 84,0 80,0

3,6 3,4 0,2 7,6

11,4 7,4 4,0 8,4

6,7 6,0 0,7 7,9

7,0 3,5 3,5 8,9

4,0 3,5 0,5 6,6

7,9 6,9 1,0 8,2

0,01 0,68 1,11 12,8 49,90 31,90 46,7 36,6

0,69 0,99 2,07 46,8 21,36 25,53 30,9 4,6

0,19 0,56 0,50 44,0 32,88 15,23 39,8 4,7

0,15 1,00 0,06 34,0 36,51 52,81 40,7 12,0

0,08 0,89 0,06 50,4 23,71 13,20 50,8 10,1

0,24 1,45 0,17 48,4 42,30 41,56 29,7 6,1

En la Tabla IV.3 se detallan datos relativos a las caracterizaciones físico-químicas de los residuos iniciales de cada reactor con las distintas fuentes de inóculo estudiadas.

261

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

Tabla IV.3. Caracterización físico-química de la mezcla inicial del residuo orgánico fresco y las distintas fuentes de inóculo. Valores Iniciales Parámetros Analíticos

ROF/SILO

ROF/ROF_D

ROF/VACA

ROF/PURÍN

ROF/LODO

ROF/LODOPURÍN

1100,0 95,3 71,1 29,0 289,5 276,0 13,5

1100,0 79,6 71,1 28,9 289,0 230,0 59,0

1100,0 92,2 72,4 27,6 275,6 254,2 21,4

1100,0 88,6 73,6 26,4 263,5 233,4 30,2

1100,0 89,6 72,0 28,0 280,0 251,0 29,0

1100,0 87,0 72,8 27,2 272,4 237,0 35,4

STS (g/L) SVS (g/L) SFS (g/L) pH

6,5 6,0 0,5 8,5

7,3 6,5 0,8 8,5

6,7 6,2 0,5 8,6

6,7 5,5 1,2 8,6

7,1 6,5 0,6 8,5

6,8 6,3 0,5 8,5

Alcalinidad (g/L) Acidez Total (g/L) N-amon. (g/L) N-total (g/kg) COD (g/L) DQO (g/L) Carbono (%) (Materia orgánica) C:N (Materia orgánica)

0,61 0,73 0,42 12,0 69,5 74,6 55,3

0,19 0,60 0,28 12,6 67,0 66,1 46,2

0,24 0,44 0,42 16,4 69,0 62,4 53,5

0,26 0,90 0,42 13,9 69,5 78,5 51,4

0,23 1,09 0,28 11,2 68,9 76,4 52,0

0,20 1,57 0,42 14,9 64,2 72,9 50,5

46,1

36,8

32,6

37,0

46,4

33,9

Densidad (kg/m3) Materia Orgánica (%) Humedad (%) Sólidos (%) ST (g/kg) SV (g/kg) SFT (g/kg)

A continuación se expresan, en las Tablas IV.4. (a) – IV.4 (f) las evoluciones de los principales parámetros de seguimiento del proceso degradativo en cada reactor.

262

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

Tabla IV.4. (a) Evolución de los principales parámetros de operación del reactor ROF/SILO. Reactor ROF_SILO día

0 2 3 4 5 8 9 10 11 14 16 18 25 30 35 40 45 50 55 60

ST

SV

DQO

COD

Alcalinidad

(g/kg)

(g/kg)

(g/L)

(g/L)

(mg/L)

289,5 279,0 276,0 275,0 274,0 265,1 251,0 250,0 240,4 239,6 237,8 238,0 229,0 226,0 226,0 222,0 218,4 218,4 218,4 219,0

276,0 264,0 262,1 261,0 256,9 244,0 240,0 238,0 238,0 237,0 236,0 223,9 217,6 209,9 210,0 208,0 204,0 202,0 202,0 208,0

74,62 74,06 72,61 67,94 70,92 66,44 64,77 60,75 58,77 56,29 55,02 53,27 52,69 52,86 53,03 51,84 52,26 52,69 53,03 54,40

69,50 69,00 69,00 68,40 66,00 64,90 59,12 55,20 51,20 52,80 54,40 53,95 52,40 53,40 54,40 53,92 53,44 54,00 53,77 55,30

610,5 624,0 699,0 718,5 711,0 717,0 714,0 816,0 1464,0 1641,0 2032,5 2208,0 2184,0 2233,5 2400,0 2437,5 2759,3 3081,0 2763,0 3169,5

pH

8,5 7,0 6,4 5,0 5,4 6,8 6,4 5,3 6,0 6,5 5,7 5,9 5,6 5,7 6,2 6,2 6,8 7,84 7,50 7,36

Hidróxido de sodio (mL)

Amonio

------12,0 ---12,0 ----------------------------------------------

420,0 420,0 280,0 280,0 420,0 420,0 560,0 840,0 840,0 840,0 1178,9 1326,3 1031,6 884,2 1178,9 1178,9 1473,7 1473,7 1789,0 1821,0

(mg/L)

Tabla IV.4. (b) Evolución de los principales parámetros de operación del reactor ROF/ROF_D. Reactor ROF-ROF_D día

0 2 3 4 5 8 9 10 11 14 16 18 25 30 35 40 45 50 55 60

ST

SV

DQO

COD

Alcalinidad

(g/kg)

(g/kg)

(g/L)

(g/L)

(mg/L)

289,0 278,0 277,0 276,0 275,0 274,2 273,0 270,0 266,0 265,0 264,0 263,0 260,5 265,2 248,0 247,0 245,0 245,0 240,0 224,0

230,0 225,4 222,0 218,0 218,0 217,0 215,0 213,0 211,0 210,0 209,0 208,0 208,0 207,0 208,0 203,0 199,0 186,0 175,0 169,0

66,11 66,85 64,67 60,66 58,40 56,41 55,74 54,32 53,49 52,44 52,09 53,41 52,81 53,21 52,20 51,80 50,44 51,28 52,36 51,25

67,00 66,30 66,00 66,00 64,00 62,00 61,23 61,00 60,08 60,00 59,88 59,00 58,90 57,60 57,51 57,42 56,99 55,98 54,98 54,98

187,5 646,5 654,0 672,0 682,5 697,5 694,5 774,0 1015,5 1183,5 1348,5 2029,3 1798,7 1913,1 1952,3 2060,0 2775,8 3079,5 2895,0 3173,1

263

pH

8,5 7,0 5,6 5,1 5,2 6,5 6,6 5,3 5,6 6,1 5,9 5,9 5,6 5,8 5,9 6,1 6,5 7,8 7,5 7,5

Hidróxido de sodio (mL)

Amonio

------12,0 ---12,0 ----------------------------------------------

280,0 280,0 420,0 280,0 420,0 420,0 420,0 700,0 980,0 1260,0 1768,4 1473,7 1326,3 1473,7 1547,4 1584,2 1621,1 1547,4 1473,7 1634,0

(mg/L)

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

Tabla IV.4. (c) Evolución de los principales parámetros de operación del reactor ROF/VACA. Reactor ROF_VACA día

0 2 3 4 5 8 9 10 11 14 16 18 25 30 35 40 45 50 55 60

ST

SV

DQO

COD

Alcalinidad

(g/kg)

(g/kg)

(g/L)

(g/L)

(mg/L)

275,6 267,8 266,9 260,0 266,9 265,6 265,5 254,9 269,5 250,9 263,9 235,8 243,4 249,2 247,0 243,4 234,0 240,6 245,9 240,0

254,2 244,4 238,3 205,6 238,3 234,0 236,6 229,8 245,7 221,0 234,0 225,0 215,7 227,5 224,0 215,7 208,0 213,0 217,6 215,0

62,40 62,38 60,00 59,49 58,16 57,62 57,22 56,80 56,41 55,59 55,72 55,86 56,52 57,19 54,99 52,80 55,04 57,28 56,02 50,61

69,00 68,90 67,46 69,00 68,00 64,00 63,00 62,35 62,00 61,23 60,00 59,88 58,76 59,40 59,13 58,86 59,81 60,75 58,68 58,50

238,5 754,5 768,0 777,0 769,5 808,5 832,5 844,5 1017,0 1348,5 1497,0 2455,5 2961,0 2766,7 2611,7 2601,7 2739,8 3138,0 2934,2 2883,5

pH

8,6 7,1 5,6 5,3 5,7 6,9 5,9 5,8 5,9 5,9 6,1 6,1 6,0 5,8 6,0 6,0 6,7 7,56 7,50 6,98

Hidróxido de sodio (mL)

Amonio

------12,0 ---12,0 ------15,0 -------------------------------------

420,0 420,0 280,0 420,0 420,0 420,0 700,0 700,0 1120,0 1120,0 1031,6 2357,9 2505,3 1621,1 1547,4 1473,7 1326,3 1031,6 1255,0 1156,0

(mg/L)

Tabla IV.4. (d) Evolución de los principales parámetros de operación del reactor ROF/PURIN. Reactor ROF_PURÍN día

0 2 3 4 5 8 9 10 11 14 16 18 25 30 35 40 45 50 55 60

ST

SV

DQO

COD

Alcalinidad

(g/kg)

(g/kg)

(g/L)

(g/L)

(mg/L)

263,5 250,9 240,0 237,5 231,6 235,2 233,5 230,5 229,4 236,6 239,7 235,0 237,2 228,2 206,4 225,0 221,0 208,0 212,2 200,2

233,4 239,5 202,8 203,0 195,0 205,4 212,4 207,3 208,0 208,4 207,3 205,0 198,1 176,7 161,7 150,0 143,0 153,4 156,5 150,8

78,50 76,15 74,66 73,91 73,16 74,66 72,42 70,18 68,68 64,20 59,72 61,22 62,71 58,01 54,30 53,44 51,57 49,67 49,77 48,04

69,46 67,00 67,67 66,79 66,00 65,79 64,50 64,98 64,00 63,90 63,45 62,35 61,89 60,80 59,87 58,99 58,28 60,75 56,25 56,69

259,5 730,5 687,0 667,5 702,0 717,0 733,5 805,5 1131,0 1348,5 2182,5 2214,5 2466,0 2683,5 2955,0 2602,5 2882,7 3550,0 2734,0 2729,1

264

pH

8,6 6,9 6,0 7,4 5,2 6,9 5,8 6,6 6,0 7,3 7,1 6,9 6,3 5,9 5,9 6,0 6,7 8,00 7,54 7,47

Hidróxido de sodio (mL)

Amonio

------12,0 ---12,0 ---15,0 ----------------------------------------

420,0 420,0 420,0 420,0 420,0 280,0 420,0 560,0 840,0 1326,3 1473,7 1326,3 1915,8 1326,3 1400,0 1473,7 1473,7 1326,3 1473,7 1388,0

(mg/L)

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

Tabla IV.4. (e) Evolución de los principales parámetros de operación del reactor ROF/LODO. Reactor ROF_LODO día

0 2 3 4 5 8 9 10 11 14 16 18 25 30 35 40 45 50 55 60

ST

SV

DQO

COD

Alcalinidad

(g/kg)

(g/kg)

(g/L)

(g/L)

(mg/L)

280,0 266,0 247,0 245,0 240,0 238,0 235,0 235,0 236,6 233,0 235,0 228,8 228,3 227,5 226,0 224,0 220,0 216,7 205,3 204,0

251,0 249,0 245,0 230,0 208,0 205,0 198,0 197,2 197,6 184,6 180,0 175,5 174,7 173,3 156,0 155,0 156,0 146,0 145,0 143,0

76,36 73,00 68,36 68,02 66,07 66,36 64,89 64,55 62,36 61,53 60,70 53,99 47,28 44,79 42,30 43,18 44,06 44,85 45,64 43,34

68,95 67,00 66,57 66,00 65,78 64,58 62,34 59,83 56,78 54,57 54,00 53,14 54,72 53,69 52,65 52,97 53,28 53,16 50,99 47,88

234,0 682,5 670,5 672,0 761,3 850,5 949,5 1183,5 1474,5 2013,0 2135,5 2156,3 2032,5 2064,2 2087,3 1818,8 2316,3 2953,8 2871,8 2982,5

pH

8,5 6,9 6,5 5,0 5,9 5,5 6,4 7,0 6,7 6,2 5,6 5,8 5,6 5,6 5,7 5,6 6,9 8,1 7,9 6,8

Hidróxido de sodio (mL)

Amonio

------12,0 ---12,0 ----------------------------------------------

280,0 280,0 280,0 280,0 420,0 420,0 840,0 1120,0 1120,0 1120,0 1178,9 1031,6 1473,7 1326,3 1289,5 1252,6 1178,9 1326,3 1473,7 1621,1

(mg/L)

Tabla IV.4. (f) Evolución de los principales parámetros de operación del reactor ROF/LODO_PURIN. Reactor ROF-LODO_PURÍN día

0 2 3 4 5 8 9 10 11 14 16 18 25 30 35 40 45 50 55 60

ST

SV

DQO

COD

Alcalinidad

(g/kg)

(g/kg)

(g/L)

(g/L)

(mg/L)

272,4 272,0 268,0 265,0 257,9 243,6 232,4 236,0 228,0 228,0 226,0 224,0 224,0 222,0 221,2 220,0 218,0 218,0 209,0 208,0

237,0 236,0 231,3 231,1 229,0 227,0 224,0 226,0 198,0 188,0 168,0 160,0 168,0 145,6 137,2 140,0 148,1 148,1 150,0 145,0

72,93 70,80 69,48 65,38 64,21 63,53 61,72 59,53 58,89 58,48 58,07 53,92 49,77 51,84 53,92 49,97 46,03 47,05 48,08 46,23

64,20 62,80 60,99 58,90 57,00 60,00 61,00 60,84 59,88 59,60 57,88 56,78 55,08 54,54 54,00 53,79 52,39 54,99 49,83 46,01

201,0 649,5 655,5 645,0 672,0 699,0 703,5 897,0 1197,0 1551,6 1806,3 2246,3 1728,5 1632,7 1637,3 1834,1 2278,1 2875,0 2674,5 2454,0

265

pH

8,5 6,6 5,8 6,4 5,6 5,2 6,5 5,5 5,7 6,0 5,8 6,0 5,7 5,8 5,9 5,8 6,6 7,9 7,5 6,4

Hidróxido de sodio (mL)

Amonio

------12,0 ---12,0 ----------------------------------------------

420,0 420,0 420,0 420,0 420,0 420,0 840,0 840,0 1120,0 1120,0 1326,3 1178,9 1031,6 1768,4 1694,7 1657,9 1621,1 1621,1 1621,1 1768,4

(mg/L)

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

En la figura IV.5 se muestran las evoluciones temporales de los porcentajes eliminación de sólidos volátiles (SV), carbono orgánico disuelto (COD) y demanda química de oxígeno (DQO), en los 60 días de ensayo.

REACTOR ROF/SILO

SV

COD

DQO

40

REACTOR ROF/ROF_D

50 %eliminación

%eliminación

50

30 20 10 0

DQO

40 30 20 10 0

10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 Tiempo (días)

REACTOR ROF/VACA

40 30 20 10

5

10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 Tiempo (días)

REACTOR ROF/PURÍN

50 %eliminación

%eliminación

5

40 30 20 10 0

0 0

5

0

10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 Tiempo (días)

REACTOR ROF/LODO

50

50

40

%eliminación

%eliminación

COD

0

0

50

SV

30 20 10

5

10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 Tiempo (días)

REACTOR ROF/LODO-PURÍN

40 30 20 10 0

0 0

5

Figura IV.5.

10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 Tiempo (días)

0

5

10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 Tiempo (días)

Evoluciones temporales de los valores de eliminación de sólidos volátiles (SV), carbono orgánico disuelto (COD) y demanda química de oxígeno (DQO) en los reactores discontinuos con distintas fuentes de inóculo.

Tras los 60 días de ensayo, los mayores porcentajes de eliminación de la DQO corresponden a los reactores LODO, PURÍN y LODO/PURÍN, siendo del orden de 43,2; 38,8 y 36,6%, respectivamente. Estos resultados son similares a los observados en las evoluciones de los sólidos totales y del carbono orgánico disuelto (COD) existiendo un paralelismo en la disminución de los valores de los mismos, durante los 60 días de ensayo (Tabla IV.4). 266

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

La evolución comparada del pH con el N-NH4 y la alcalinidad se recoge en la Figura IV.6.

ROF/SILO

ROF/ROF_D

10

ROF/VACA

9

9

8

8 pH

pH

10

7

ROF/PURIN

ROF/LODO

7

6

6

5

5 4

4 0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

55

0

60

5

10

15

20

3500

3500

3000

3000

2500

2500

N-NH 4 (m g/L)

N-NH 4 (m g/L)

25

30

35

40

45

50

55

60

Tiempo (días)

Tiempo (días)

2000 1500

2000 1500

1000

1000

500

500 0

0 0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

55

0

60

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

55

60

40

45

50

55

60

Tiempo (días)

Tiempo (días) 3500

3500

3000

3000

Alcalinidad (mg/L)

Alcalinidad (m g/L)

ROF/LODO_PURIN

2500 2000 1500 1000

2500 2000 1500 1000 500

500

0

0 0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

55

0

60

5

10

15

20

25

30

35

Tiempo (días)

Tiempo (días)

Figura IV.6. Evolución comparada de pH, alcalinidad y N-NH4, en los reactores discontinuos con distintas fuentes de inóculo.

En general, durante los primeros 5 días de ensayo, el pH baja hasta valores de 5,5-6,0. El control del pH con hidróxido de sodio (6N) es necesario en todos los reactores hasta el día 10 del ensayo. A partir de ese día se observa un aumento brusco de la concentración de alcalinidad en todos los reactores.

267

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

Posteriormente, entre los días 10 y 60, se observa un aumento constante de los valores de alcalinidad y pH. Con respecto al amonio, las concentraciones observadas a partir del día 20 son constantes, alcanzando valores similares en todos los reactores (cercanas a 1500 mg/L) y, por tanto, no observándose ningún efecto inhibitorio por este compuesto.

En la bibliografía especializada existe una gran dispersión sobre los valores de concentración de amonio que se consideran inhibidores del proceso anaerobio. Angelidaki y Ahring (1993) observaron que, con una concentración de 650 mgN-NH4/L, la velocidad de crecimiento de los microorganismos metanogénicos estaba relacionada más bien con la disminución del acético que con los niveles de amonio. No obstante, a 50ºC una concentración de 1700 mgN-NH4/L resultó inhibitoria para la digestión anaerobia de estiércol bovino (Zeeman et al., 1985). Además, Hansen et al. (1998), trabajando con purines de cerdo, observaron inhibición del proceso a partir de una concentración de 1100 mgN-NH4/L, y relacionaron esta inhibición con la larga adaptación previa del inóculo.

En la Tabla IV.5 se muestran las evoluciones temporales de los ácidos grasos volátiles y la acidez total en los reactores estudiados con distintas fuentes de inóculo.

Tabla IV.5. (a). Evolución de los principales ácidos grasos volátiles y acidez total de los reactores ROF/SILO, ROF/ROF_D y ROF/VACA. ROF_SILO día

0 2 3 4 5 8 9 10 11 14 16 18 21 25 28 31 36 41 55 60

Ácidos Grasos Volátiles (mg/L) C2 C3 C4 494,0 3709,0 4254,0 2345,0 1890,0 1040,0 650,0 880,0 941,0 915,0 815,0 911,0 830,0 1120,0 920,0 997,0 450,0 1041,0 1050,0 1320,0

12,8 67,2 52,0 199,4 148,1 155,7 41,6 29,6 59,0 52,4 102,7 108,4 114,4 118,0 110,0 29,5 24,6 79,6 117,0 111,2

32,1 168,0 130,0 949,7 705,1 741,2 104,0 74,0 147,4 131,1 256,7 271,0 286,0 295,0 275,0 227,0 189,0 612,0 900,0 855,0

ROF-ROF_D

(mg/L)

Ácidos Grasos Volátiles (mg/L) C2 C3 C4

731,6 4859,4 5524,0 4280,2 3248,9 2193,0 1025,0 1509,9 1427,0 1365,2 1623,5 1734,0 1778,9 2232,0 1993,5 1754,9 1691,0 2675,9 2732,6 2790,0

423,7 461,0 1958,0 1075,0 490,0 330,0 319,0 134,3 167,0 369,0 234,0 349,0 303,0 532,0 902,0 1189,0 1013,0 1425,8 1259,1 1069,0

Acidez total

5,5 7,2 82,4 60,4 34,0 30,0 22,0 13,6 20,4 34,8 20,0 13,6 11,7 21,6 140,0 182,0 212,4 418,0 345,8 375,2

268

13,9 18,1 206,0 151,0 85,0 75,0 55,0 34,0 51,0 87,0 50,0 34,0 29,2 54,0 350,0 455,0 531,0 1045,0 864,5 938,0

ROF_VACA

(mg/L)

Ácidos Grasos Volátiles (mg/L) C2 C3 C4

(mg/L)

599,0 672,6 3675,4 1918,0 818,0 618,0 538,7 281,7 362,0 548,5 354,0 498,0 587,3 962,0 1639,6 2317,3 2996,6 3675,9 2989,3 3367,8

273,0 471,0 2987,0 1400,0 704,0 380,0 680,0 398,0 637,0 398,0 450,0 229,0 303,0 458,0 764,0 793,6 1005,0 1072,8 2507,0 1447,0

436,9 784,5 7080,0 2646,0 1343,0 779,1 1173,0 819,8 1023,5 833,4 905,5 569,6 619,7 1081,4 1543,0 1547,3 2111,6 2675,9 4422,0 3112,0

Acidez total

13,6 26,4 792,0 192,0 96,0 51,2 79,2 33,6 53,6 34,0 37,6 21,6 18,0 44,8 36,0 54,6 42,0 134,0 180,0 32,4

34,0 66,1 1980,0 480,0 240,0 128,0 198,0 84,0 134,0 85,0 94,0 54,0 45,0 112,0 90,0 136,5 105,0 335,0 450,0 81,0

Acidez Total

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

Tabla IV.5. (b). Evolución de los principales ácidos grasos volátiles y acidez total de los reactores ROF/PURIN, ROF/LODO y ROF/LODO_PURIN. ROF_PURIN día

0 2 3 4 5 8 9 10 11 14 16 18 21 25 28 31 36 41 55 60

Ácidos Grasos Volátiles (mg/L) C2 C3 C4 495,0 512,0 380,1 333,0 246,5 201,0 104,8 87,0 57,7 111,8 113,0 417,0 815,0 632,0 1870,0 1871,0 2983,0 1841,0 1955,0 2061,0

24,4 27,2 21,2 20,0 15,2 12,8 13,9 4,4 4,0 7,6 8,4 26,8 76,7 118,4 399,6 463,0 456,5 336,8 239,7 307,4

61,0 68,0 53,0 50,0 38,0 32,1 34,9 11,0 10,0 19,0 21,0 67,0 191,9 296,0 999,0 2315,0 2282,6 1684,0 1198,5 1536,9

ROF-LODO

(mg/L)

Ácidos Grasos Volátiles (mg/L) C2 C3 C4

904,6 919,4 535,5 460,8 391,0 292,4 172,5 118,0 110,0 313,4 318,0 837,2 1883,7 1114,0 3677,1 6240,1 6710,0 4434,3 4675,4 4916,5

719,0 1631,0 1080,0 750,0 465,0 497,0 446,1 449,0 173,1 312,2 342,0 494,0 456,0 603,0 2217,0 2025,0 3255,0 2981,0 2748,6 3185,6

Acidez total

16,8 172,8 119,2 68,0 8,0 6,1 13,7 9,5 11,0 8,5 4,4 32,4 38,4 60,4 310,0 574,0 258,3 212,6 289,6 310,8

41,9 432,0 298,0 170,0 20,0 15,2 34,2 23,8 27,4 21,1 11,0 81,0 96,0 151,0 775,0 2870,0 1291,7 1063,0 1448,0 1554,0

ROF-LODO_PURIN

(mg/L)

Ácidos Grasos Volátiles (mg/L) C2 C3 C4

(mg/L)

896,0 3173,4 2774,0 1334,0 952,0 557,4 606,0 597,0 237,5 421,0 396,6 854,0 879,0 1047,5 3763,1 6478,7 5728,0 4479,8 4825,9 5172,1

666,0 1023,0 1373,0 185,0 447,1 336,7 436,0 509,8 48,2 191,0 153,0 563,0 735,0 689,0 1124,4 1089,0 1229,0 1927,0 1708,1 1155,0

865,0 1787,9 2629,2 334,0 636,8 533,6 700,0 694,0 65,4 229,0 207,9 745,1 876,9 967,8 2369,0 2326,7 3945,6 4156,7 4367,8 3725,8

Acidez total

34,0 36,4 182,8 7,6 20,2 20,8 34,8 19,9 0,6 2,8 8,0 24,0 9,8 8,0 190,8 180,0 438,0 600,8 426,0 368,4

85,0 91,0 457,0 19,0 50,6 52,0 87,1 49,8 1,4 7,1 20,0 60,0 24,6 20,0 477,0 450,0 1095,0 1502,0 1065,0 921,0

Acidez Total

En la Figura IV.7 se muestran las evoluciones temporales de los ácidos grasos volátiles y de la acidez total en los reactores con ROF. En general, para todos lo casos, se puede observar una primera fase del arranque (etapa hidrolítica y acidogénica) hasta el día 25, en donde se produce una fuerte liberación de ácidos, predominando del ácido acético que es rápidamente utilizado. Las evoluciones temporales de la acidez total (mg/L) siguen un comportamiento típico de un sistema que predominan la hidrólisis y acidogénesis, obteniéndose la mayor producción de ácidos inicial en reactores de SILO y VACA (5554,0 mg/L y 7080 mg/L, respectivamente). Posteriormente al día 25 se observa una fase metanogénica en la que se produce un aumento de todos los ácidos, en un segundo arranque del proceso. En este sentido, la actividad microbiana provoca que parte de la materia orgánica hidrolizada se transforme en ácidos grasos volátiles: acético y butírico, fundamentalmente. Según algunos autores (Tholozan, 1988; Álvarez, 2005), el aumento de la concentración de ácido propiónico está relacionado con la inhibición del proceso; sin embargo, en este caso, los niveles de butírico y propiónico resultan inferiores a los de acético, por lo que no se puede considerar que esté inhibiéndose la cadena de β-oxidaciones.

269

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

8000

(SILO)

Acidez Total

Acético

8000

Butírico

mg/L

mg/L

4000 2000

Acético

Butírico

4000 2000

0

0 0

5

10 15

20 25 30 35 40 Tiempo (días)

45 50

55 60

0

(VACA)

8000

5

10

15 20

25 30 35 40 45 Tiempo (días)

50

55

60

50 55

60

(PURÍN)

8000

6000

6000

mg/L

mg/L

Acidez Total

6000

6000

4000

4000 2000

2000

0

0 0

8000

5

10 15

20

25 30 35 Tiempo (días)

40

45

50 55

0

60

(LODO)

5

10

15

20 25 30 35 40 Tiempo (días)

45

(LODO_PURÍN)

8000 6000

mg/L

6000

mg/L

(ROF_D)

4000

4000 2000

2000

0

0 0

5

Figura IV.7.

0

10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 Tiempo (días)

5

10 15 20

25 30 35 40 45 50 Tiempo (días)

55 60

Evoluciones temporales de los ácidos grasos volátiles y de la acidez total en los reactores discontinuos con distintas fuentes de inóculo.

En general, según se ha comentado, los reactores con SILO, ROF-D y VACA presentaron diferencias de operación significativas respecto de los demás reactores con PURÍN, LODO y LODO_PURÍN. Estas diferencias también se detectaron en las producciones y composición del biogás generado, que es inferior a las cantidades detectadas en los otros reactores. Las evoluciones del volumen y composición del biogás correspondientes a cada reactor se recogen en la Tabla IV.6.

270

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

Tabla IV.6. (a) Volumen y composición del biogás, exento de aire, de los reactores con SILO, ROF_D y

VACA. ROF_SILO día

1 2 3 5 8 9 10 11 14 15 16 17 18 21 22 23 24 25 28 29 30 31 32 35 36 37 38 39 44 45 47 50 52 54 56 58 59 60

Composición (%)

ROF-ROF_D Biogás

Composición (%)

ROF_VACA Biogás

Composición (%)

Biogás

H2

CH4

CO2

(mL)

H2

CH4

CO2

(mL)

H2

CH4

CO2

(mL)

0,0 1,3 18,5 19,6 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0

1,6 1,4 10,7 29,0 26,0 35,0 39,0 40,0 41,0 42,0 45,0 54,0 33,0 26,0 12,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 18,0 32,0 34,0 35,0 36,0 37,0 35,0 36,0 37,0 34,0 45,0 43,0 40,0 40,0 40,0 41,0 42,0

98,4 97,3 70,8 51,4 74,0 65,0 61,0 60,0 59,0 58,0 55,0 46,0 67,0 74,0 88,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 82,0 68,0 66,0 65,0 64,0 63,0 65,0 64,0 63,0 66,0 55,0 57,0 60,0 60,0 60,0 59,0 58,0

45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 90,9 90,9 45,5 45,5 90,9 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 90,9 90,9 90,9 90,9 90,9 90,9 90,9 90,9 90,9 90,9

0,0 20,0 4,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0

84,7 45,3 19,8 1,5 1,0 15,0 22,0 26,9 29,3 43,4 54,1 24,1 20,6 9,5 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 12,0 25,0 27,0 35,0 37,3 42,0 45,0 41,9 42,0 36,0 44,0 45,0 47,0 46,0 48,0 55,0 53,0

15,3 34,7 76,1 98,5 99,0 85,0 78,0 73,1 70,7 56,6 45,9 75,9 79,4 90,5 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 88,0 75,0 73,0 65,0 62,7 58,0 55,0 58,1 58,0 64,0 56,0 55,0 53,0 54,0 52,0 45,0 47,0

45,5 45,5 454,5 45,0 35,0 35,0 45,5 45,5 45,5 45,5 68,3 68,3 68,3 68,3 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 68,3 68,3 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5

5,3 18,0 19,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0

0,0 0,0 0,0 5,0 9,4 23,0 35,0 39,0 35,0 35,0 34,0 32,1 33,1 23,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 22,2 28,2 29,1 25,1 23,4 27,6 27,0 28,2 33,4 32,5 36,6 37,2 36,0 34,1 36,0 33,2 32,4 27,0 20,4

100,0 82,0 81,0 95,0 90,6 77,0 65,0 61,0 65,0 65,0 66,0 67,9 66,9 77,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 77,8 71,8 70,9 74,9 76,6 72,4 73,0 71,8 66,6 67,5 63,4 62,8 64,0 65,9 64,0 66,8 67,6 73,0 79,6

45,5 163,6 45,5 45,5 90,9 45,5 45,5 0,0 45,5 0,0 45,5 45,5 45,5 45,5 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 35,0 35,0 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 68,2 68,2 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5

271

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

Tabla IV.6. (b)

Volumen y composición del biogás, exento de aire, de los reactores con PURÍN, LODO, LODO_PURÍN. ROF_PURÍN

día

1 2 3 5 8 9 10 11 14 15 16 17 18 21 22 23 24 25 28 29 30 31 32 35 36 37 38 39 44 45 47 50 52 54 56 58 59 60

Composición (%)

ROF_LODO Biogás

Composición (%)

ROF-LODO_PURÍN Biogás

Composición (%)

Biogás

H2

CH4

CO2

(mL)

H2

CH4

CO2

(mL)

H2

CH4

CO2

(mL)

0 0 11,8 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0

65,1 65,1 1,0 1,0 1,2 1,0 1,1 1,0 1,9 20,6 5,0 3,0 2,0 2,0 2,0 2,5 3,0 5,0 32,0 45,0 49,0 46,0 47,0 44,0 48,0 45,0 44,0 49,7 48,5 48,4 49,2 48,3 53,8 55,4 49,7 49,7 50,0 49,0

34,9 34,9 87,2 99,0 98,8 99,0 98,9 99,0 98,1 79,4 95,0 97,0 98,0 98,0 98,0 97,5 97,0 95,0 68,0 55,0 51,0 54,0 53,0 56,0 52,0 55,0 56,0 50,3 51,5 51,6 50,8 51,7 46,2 44,6 50,3 50,3 50,0 51,0

45,5 163,5 454,0 90,9 90,9 45,5 45,5 90,9 136,4 136,4 136,4 90,9 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 90,9 90,9 90,9 90,9 45,5 45,5 45,5 45,5 90,9 90,9 90,9 90,9 90,9

0,0 5,4 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0

0,0 10,8 36,6 48,0 47,5 42,2 43,4 38,2 37,8 32,0 37,0 44,0 46,0 47,4 45,8 60,0 58,0 54,0 42,0 44,0 45,8 41,0 35,0 48,0 46,0 45,0 50,0 59,6 43,0 46,0 48,0 37,5 56,0 47,0 39,7 36,4 41,9 42,9

100,0 83,8 63,4 52,0 52,5 57,8 56,6 61,8 62,2 68,0 63,0 56,0 54,0 52,6 54,2 40,0 42,0 46,0 58,0 56,0 54,2 59,0 65,0 52,0 54,0 55,0 50,0 40,4 57,0 54,0 52,0 62,5 44,0 53,0 60,3 63,6 58,1 57,1

136,5 363,0 90,9 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 136,4 136,4 90,9 90,9 90,9 90,9 90,9 90,9 90,9 136,6 90,9 90,9 90,9 90,9 90,9 90,9 90,9 136,4 90,9 90,9 90,9 68,2 45,5 45,5 45,5 45,5 69,2 68,2 90,9

0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0

0,0 2,3 3,1 27,0 21,2 26,0 29,9 29,9 20,0 21,8 23,8 28,4 33,0 40,0 54,0 60,0 58,0 44,0 47,0 56,0 58,0 49,0 45,0 49,0 48,0 50,0 52,0 44,0 47,2 50,2 55,0 56,0 54,5 51,2 63,0 57,0 55,0 50,0

100,0 97,7 96,9 73,0 78,8 74,0 70,1 70,1 80,0 78,2 76,2 71,6 67,0 60,0 46,0 40,0 42,0 56,0 53,0 44,0 42,0 51,0 55,0 51,0 52,0 50,0 48,0 56,0 52,8 49,8 45,0 44,0 45,5 48,8 37,0 43,0 45,0 50,0

45,5 45,5 45,5 90,9 454,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 90,9 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 90,9 90,9 90,9 90,9 45,5 45,5 90,9 90,9

La Figura IV.8. (a) muestra las evoluciones temporales de la producción de biogás y metano y el volumen acumulado en los reactores SILO, ROF_D y VACA, y la Figura IV.8. (b) en los reactores PURÍN, LODO y LODO_PURÍN.

272

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

ROF/SILO

BIOGAS

ROF/SILO

CH4 Producción Acumulada (mL)

140 120

Producción (mL)

100 80 60 40 20

1000

0

0

5

10

15

20

25 30 35 Tiempo (días)

40

45

50

55

60

0

ROF/ROF_D

140

Producción Acumulada (mL)

100 80 60 40 20

5

10

15

20

25 30 35 Tiempo (días)

40

15

20

25 30 35 Tiempo (días)

40

45

50

55

60

ROF/ROF_D

3000

120

Producción (mL)

CH4

2000

0

2000

1000

0

0 0

5

10

15

20

25 30 35 Tiempo (días)

40

45

50

55

0

60

ROF/VACA

5

10

45

50

55

60

ROF/VACA

140

Producción Acumulada (mL)

3000

120 100

Producción (mL)

BIOGAS

3000

2000

80 60

1000

40 20 0 0

5

10

15

20

25 30 35 Tiempo (días)

40

45

50

55

0

60

0

5

10

15

20

25 30 35 40 Tiempo (días)

45

50

55

60

Figura IV.8. (a). Evoluciones temporales de la producción de biogás y metano y del volumen acumulado en los reactores SILO, ROF_D y VACA.

Hay que destacar que los datos experimentales de composición de biogás representados han sido corregidos para eliminar las concentraciones correspondientes al aire (O2 y N2) que se mezclaron con el biogás en el proceso de toma de muestras (Figura IV.9). De esta forma se han únicamente se considera el biogás formado por H2, CH4 y CO2.

273

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

BIOGÁS

CH4

ROF/PURIN

140

5000

Producción Acumulada (mL)

120

Producción (mL)

100 80 60 40 20

ROF/PURIN

4000 3000 2000 1000 0

0 0

5

10

15

20

25 30 35 Tiempo (días)

40

45

50

55

0

60

Producción Acumulada (mL)

100

Producción (mL)

10

15

20

25 30 35 40 Tiempo (días)

45

50

55

60

5000

120

80 60 40 20

4000 3000 2000 1000

0

0 0

140

5

ROF/LODO

ROF/LODO 140

5

10

15

20

25 30 35 Tiempo (días)

40

45

50

55

60

0

5

10

15

20

25 30 35 40 Tiempo (días)

45

50

55

60

25 30 35 40 Tiempo (días)

45

50

55

60

ROF/PURIN_LODO

ROF/PURIN_LODO

5000

Producción Acumulada (mL)

120

Producción (mL)

BIOGÁS

CH4

100 80 60 40 20

4000 3000 2000 1000 0

0 0

5

10

Figura IV.8. (b).

15

20

25 30 35 Tiempo (días)

40

45

50

55

60

0

5

10

15

20

Evoluciones temporales de la producción de biogás y metano y del volumen acumulado en los reactores SILO, ROF_D y VACA.

274

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

Al igual que en los anteriores parámetros analizados, se produce un clara diferencia entre el comportamiento de los reactores que contienen LODO o PURÍN como inóculo, del resto de ensayos. 

Reactores SILO, ROF-D, VACA: se constata una alta producción inicial de biogás (Figura IV.8a) constituida por dióxido de carbono, fundamentalmente. El H2, que alcanza valores próximos al 20% en los primeros días, disminuye rápidamente dando lugar al aumento de la concentración de metano. No obstante, a partir del día 15 de ensayo el porcentaje de metano disminuye hasta anularse sobre el día 21 de experimentación (Figura IV.9). Posteriormente, a partir del día 30, se observa de nuevo un aumento de la producción de biogás y de su contenido en metano.



Reactores PURÍN, LODO y LODO/PURÍN: estos tres reactores no han presentado una fase de inactividad, como la comentada en el caso anterior. La producción de biogás de los reactores de PURÍN y PURÍN_LODO es bastante alta en la primera semana de operación (superior a los 200 mL). Por el contrario, el reactor LODO presenta alta producción de biogás, solamente a partir de la segunda semana de ensayo. No obstante, esta producción se mantiene estable (cercana a los 100 mL) durante toda la fase de estabilización (Figura IV.8). La producción de metano permite identificar al LODO como el inóculo más adecuado de los utilizados. Así, para el reactor de LODO la proporción de CH4 en el biogás es bastante estable (50%) en todo el ensayo, mientras que en el reactor LODO/PURÍN, la estabilidad de la producción de metano se alcanza a partir del día 25 (Figura IV.9). En el reactor de PURÍN la producción de metano no alcanza valores apreciables hasta el día 30 de ensayo.

275

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

ROF/SILO

100

CH4

CO2

H2

80

CH4

H2

Composición Biogas (%)

Composición Biogas (%)

60

40

40

20

20

0

0 0

5

10

15

20

25 30 35 Tiempo (días)

40

45

50

55

60

0

ROF/VACA

100

5

10

15

20

25 30 35 Tiempo (días)

40

45

50

55

60

20

25 30 35 Tiempo (días)

40

45

50

55

60

25 30 35 Tiempo (días)

40

45

50

55

60

ROF/PURIN

Composición Biogas (%)

100

80

80 60

60

40

40

20

20

0

0 0

5

10

15

20

25 30 35 Tiempo (días)

40

45

50

55

0

60

ROF/LODO

5

10

15

ROF/PURIN_LODO

100

100

80

Composición Biogas (%)

Composición Biogas (%)

CO2

80

60

Composición Biogas (%)

ROF/ROF_D

100

60 40 20

80 60 40 20

0 0

5

Figura IV.9.

10

15

20

25 30 35 Tiempo (días)

40

45

50

55

60

0 0

5

10

15

20

Evolución temporal de la composición del biogás en los reactores tanque agitado con distintas fuentes de inóculo.

En la Tabla IV.7 (a y b) se detallan las características físico-químicas de la mezcla final, de cada reactor, tras los 60 días de duración del experimento (Figura IV.10).

276

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

Tabla IV.7. (a) Caracterización físico-química de la mezcla final de los reactores SILO, ROF_D y VACA.

Valores Iniciales y Finales Parámetros Analíticos

ROF/SILO Inicial Final

ROF/ROF_D Inicial Final

Inicial

1100,0 95,3 71,1 29,0 289,5 276,0 13,5

1090,0 95,0 78,1 21,9 219,0 208,0 11,0

1100,0 79,6 71,1 28,9 289,0 230,0 59,0

1090,0 75,4 77,6 22,4 224,0 169,0 55,0

1100,0 92,2 72,4 27,6 275,6 254,2 21,4

1090,0 89,6 76,0 24,0 240,0 215,0 25,0

STS (g/L) SVS (g/L) SFS (g/L) pH

6,5 6,0 0,5 8,5

4,9 4,5 0,4 7,4

7,3 6,5 0,8 8,5

5,5 5,0 0,5 7,5

6,7 6,2 0,5 8,6

5,4 5,0 0,4 7,0

Alcalinidad (g/L) Acidez Total (g/L) N-amon. (g/L) N-total (g/kg) COD (g/L) DQO (g/L) Carbono (%) (Materia orgánica) C:N (Materia orgánica)

0,61 0,73 0,42 12,0 69,5 74,6 55,3

3,17 2,79 1,82 24,2 55,3 54,4 55,1

0,19 0,60 0,28 12,6 67,0 66,1 46,2

3,17 3,37 1,63 26,1 55,0 51,2 43,3

0,24 0,44 0,42 16,4 69,0 62,4 53,4

2,88 3,11 1,16 23,8 58,5 50,6 52,0

46,1

22,8

36,8

16,8

32,6

21,9

Densidad (kg/m3) Materia Orgánica (%) Humedad (%) Sólidos (%) ST (g/kg) SV (g/kg) SFT (g/kg)

277

ROF/VACA Final

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

Tabla IV.7. (b) Caracterización físico-química de la mezcla final de los reactores PURÍN, LODO y LODO_PURÍN.

Valores Iniciales y Finales Parámetros Analíticos

ROF/PURÍN Inicial Final

ROF/LODO Inicial Final

ROF/LODO_PURÍN Inicial Final

1100,0 88,6 73,6 26,4 263,5 233,4 30,2

1050,0 75,3 80,0 20,0 200,2 150,8 49,4

1100,0 89,6 72,0 28,0 280,0 251,0 29,0

1090,0 70,1 79,6 20,4 204,0 143,0 61,0

1100,0 87,0 72,8 27,2 272,4 237,0 35,4

1090,0 69,7 79,2 20,8 208,0 145,0 63,0

STS (g/L) SVS (g/L) SFS (g/L) pH

6,7 5,5 1,2 8,6

4,8 4,0 0,8 7,5

7,1 6,5 0,6 8,5

4,5 4,0 0,5 6,8

6,8 6,3 0,5 8,5

5,0 4,5 0,5 6,4

Alcalinidad (g/L) Acidez Total (g/L) N-amon. (g/L) N-total (g/kg) COD (g/L) DQO (g/L) Carbono (%) (Materia orgánica) C:N (Materia orgánica)

0,26 0,90 0,42 13,9 69,5 78,5 51,4

2,73 4,92 1,39 20,5 56,7 48,0 43,7

0,23 0,89 0,28 11,2 68,9 66,1 52,0

2,98 5,17 1,62 24,6 47,9 43,3 40,7

0,20 0,86 0,42 14,9 64,2 72,9 50,5

2,45 3,73 1,77 28,4 46,0 46,2 40,4

37,0

21,3

46,4

16,5

33,9

14,3

Densidad (kg/m3) Materia Orgánica (%) Humedad (%) Sólidos (%) ST (g/kg) SV (g/kg) SFT (g/kg)

Como se puede observar en las anteriores Tablas, en todos los casos ha disminuido la ratio C:N. Los reactores PURÍN, LODO y LODO_PURÍN presentan las más bajas concentraciones de sólidos volátiles (150,8 gSV/kg; 143,0 gSV/kg y 145,0 gSV/kg), así como los menores valores de DQO (48,0 g/kg; 43,3 g/kg y 46,2 g/kg).

278

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

(a)

(b)

(c)

(d)

(e)

(f)

Figura IV.10.

Mezcla final del residuo orgánico fresco con las distintas fuentes de inóculo tras los 60 días de experimentación: (a) reactor (ROF/SILO); (b) reactor (ROF/ROF_D); (c) reactor (VACA); (d) reactor (PURÍN); (e) reactor (LODO); (f) reactor (LODO/PURÍN).

279

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

4.1.1.1. Resumen de los resultados

El estudio comparativo del biogás generado en los ensayos así como los porcentajes de eliminación de sólidos volátiles (SV), carbono orgánico disuelto (COD) y demanda química de oxígeno (DQO), indican que el mejor comportamiento como inóculo de un proceso de digestión anaerobia seca termofílica de ROF corresponde al reactor LODO, seguido del reactor LODO/PURÍN y reactor PURÍN, tras los 60 días del experimento (Tabla IV.8.a).

Resultados semejantes se obtiene considerando solamente la etapa de estabilización (entre los días 30 y 60), donde los volúmenes de biogás y metano generados por el reactor de LODO adquieren un valor medio de 74,4 mLbiogás/día y 29,17 mLCH4/día (Tabla IV.8b). En general, se puede concluir que el LODO es la mejor fuente de inóculo, ya que es el reactor que alcanza una mayor eficacia de producción de metano y los porcentajes más elevados de eliminación de materia orgánica de todos los ensayos.

Tabla IV.8. (a). Porcentaje de eliminación de sólidos, carbono orgánico disuelto y demanda química de oxígeno, volumen de biogás y metano generado y acumulado en los reactores discontinuos con distintas fuentes de inóculo, tras 60 días de experimentación.

% Eliminación

ROF_SILO ROF_ROF-D ROF_VACA ROF_PURÍN ROF_LODO ROF_LODO-PURÍN

SV 25,0 26,5 15,4 35,3 43,0 38,8

COD 27,1 22,5 18,9 38,8 43,2 36,6

DQO 20,3 17,9 15,2 18,3 30,5 28,3

Volumen medio (mL/día) Biogás CH4 34,09 11,93 32,23 10,18 28,14 6,83 50,00 12,79 74,44 29,17 40,04 15,93

280

Volumen acumulado (mL) Biogás CH4 2046 716 1934 611 1688 410 3000 768 4464 1750 2402 956

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

4.1.2. Efecto del porcentaje en sólidos de la materia orgánica inicial y del porcentaje de inoculación

Este ensayo se realiza sobre la base de los resultados obtenidos en el apartado anterior. Por ello se utilizó LODO procedente de los digestores anaerobios mesofílicos de EDAR Guadalete (Jerez de la Frontera) como fuente de inóculo para la digestión seca en discontinuo y en rango de temperatura termofílico (55ºC) de residuo orgánico fresco de restaurante (ROF).

La principal diferencia operativa que se establece entre cada experimento estriba en: ± Porcentaje de sólidos de la materia orgánica inicial variable entre 20, 25 y 30%; ± Porcentaje inoculación 20 y 30%.

Se diseñaron los 6 experimentos, descritos a continuación (Tabla IV.9.): Tabla IV.9. Composición inicial de los reactores de tanque agitado en el tratamiento del residuo orgánico fresco con distintos porcentajes de sólidos totales y de inoculación. Denominación

Composición de los Reactores

20_20 (20%ST_20%inóculo)

104g ROF + 128 mL LODO + 512 mL H2O

20_30 (20%ST_30%inóculo)

104g ROF + 192 mL LODO + 448 mL H2O

25_20 (25%ST_20%inóculo)

130g ROF + 120 mL LODO + 480 mL H2O

25_30 (25%ST_30%inóculo)

130g ROF + 180 mL LODO + 420 mL H2O

30_20 (30%ST_20%inóculo)

156g ROF + 112 mL LODO + 448 mL H2O

30_30 (30%ST_30%inóculo)

156g ROF + 168 mL LODO + 392 mL H2O

A efectos de cálculos se han utilizado los valores de densidad correspondientes a cada residuo, 650 kg/m3 en el caso del ROF y 1090 kg/m3 para el LODO. En la Tabla IV.10 se recogen los resultados de los análisis físico-químicos de la mezcla inicial de cada reactor.

281

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

Tabla IV.10. Caracterización físico-química de la mezcla inicial en el tratamiento del residuo orgánico fresco con distintos porcentajes de sólidos totales inicial y de inoculación.

Parámetros Analíticos

20_20

20_30

Valores Iniciales 25_20 25_30

30_20

30_30

Densidad (kg/m3) Materia Orgánica (%) Humedad (%) Sólidos (%) ST (g/kg) SV (g/kg) SFT (g/kg) STS (g/L) SVS (g/L) SFS (g/L) pH

1020,0 98,1 79,2 20,8 208,0 204,1 3,9 6,5 6,3 0,2 5,7

1020,0 96,5 79,5 20,5 205,0 197,9 7,1 7,7 7,0 0,7 5,9

1040,0 96,4 75,1 24,9 249,0 240,0 9,0 8,0 7,5 0,5 6,0

1040,0 95,6 74,9 25,1 251,0 240,0 11,0 7,0 6,8 0,2 6,1

1040,0 96,5 71,2 28,8 288,0 278,0 10,0 8,1 7,5 0,6 6,0

1040,0 89,9 72,2 27,8 278,0 250,0 28,0 8,0 7,4 0,6 6,4

0,42 0,49 0,11 14,6 50,7 63,4 6,90 0,69 0,29 56,9

0,38 0,98 0,19 14,5 58,5 66,6 7,0 0,70 0,29 56,0

0,58 0,61 0,15 13,9 56,9 64,8 7,3 0,73 0,30 55,9

0,45 0,57 0,21 14,9 55,2 63,5 6,9 0,69 0,29 55,5

0,53 0,38 0,22 15,6 55,1 59,8 7,5 0,75 0,31 56,0

0,52 0,61 0,21 17,0 53,3 65,4 8,6 0,86 0,36 52,2

39,1

38,6

40,2

38,1

36,0

30,7

Alcalinidad (gCaCO3/L) Acidez Total (gAcH/L) N-NH4 (g/L) N-total (g/kg) COD (g/L) DQO (g/L) P-total (g/kg TS) P-total (%) P (P205)(g/kg ST) Carbono (%) (Materia orgánica) C:N (Materia orgánica)

Como se puede observar en la Tabla anterior, la ratio C:N de la mezcla inicial, en todos los reactores, es cercana a 35, valor aceptable para el desarrollo de la degradación anaerobia sin limitaciones por nutrientes.

Además, resulta destacable el elevado porcentaje en materia orgánica en todos los ensayos lo que puede facilitar la rápida biodegradación del residuo (Tabla VI.11).

282

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

Tabla IV.11. (a) Evolución de los principales parámetros de operación del reactor 20_20. Reactor 20_20 día

0 2 7 11 15 17 20 23 27 31 35 38 41 45 49 52 60

ST

SV

DQO

COD

Alcalinidad

(g/kg)

(g/kg)

(g/L)

(g/L)

(mg/L)

208,0 216,0 220,4 226,8 211,6 223,3 166,0 156,8 155,0 150,0 136,0 135,0 142,0 132,0 137,0 132,0 131,0

204,1 212,8 201,0 191,1 176,7 150,0 142,0 131,8 126,4 124,0 122,0 121,0 120,0 119,0 119,0 118,0 116,0

63,4 64,0 63,6 62,6 59,6 58,6 56,0 55,5 51,0 46,0 48,5 46,7 44,0 45,4 43,6 43,2 40,2

50,7 56,1 43,1 44,7 39,0 37,4 37,6 38,4 37,0 39,2 40,4 41,6 40,0 38,4 31,8 31,2 31,8

416,4 669,3 732,5 1080,0 1376,7 1673,4 1742,5 1428,8 1432,0 1356,0 1364,5 1400,0 1445,9 1528,3 1466,0 1550,0 1500,0

pH

5,7 5,3 6,5 7,0 6,7 7,0 6,2 8,1 8,4 7,9 7,9 8,1 8,1 8,1 8,2 8,2 8,2

Hidróxido de sodio (mL)

Amonio

10 5 5 5 5 0 5 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0

112,0 252,0 893,0 1025,0 1954,0 2426,7 2613,3 2800,0 2986,7 2800,0 2875,0 2567,0 2385,0 2249,0 2199,0 2165,0 2156,0

(mg/L)

Tabla IV.11. (b) Evolución de los principales parámetros de operación del reactor 20_30. Reactor 20_30 día

0 2 7 11 15 17 20 23 27 31 35 38 41 45 49 52 60

ST

SV

DQO

COD

pH

(g/L)

Alcalinida d (mg/L)

(g/kg)

(g/kg)

(g/L)

205,0 185,4 172,9 161,7 164,0 165,0 166,0 145,5 144,4 152,0 158,0 150,0 149,0 143,0 140,0 126,0 120,0

197,9 171,9 145,8 145,7 145,5 144,4 143,6 131,2 120,0 127,0 134,0 123,0 112,0 110,0 109,0 105,0 100,0

66,6 65,9 63,2 60,2 58,1 57,9 56,8 55,3 55,2 52,9 41,4 39,3 39,0 40,0 38,4 37,7 36,7

58,5 52,2 42,6 41,2 42,4 42,1 43,4 42,5 41,6 39,9 38,8 38,1 39,4 39,6 34,4 33,2 32,6

381,4 566,4 867,0 933,5 1366,8 1613,4 1606,2 1318,0 1282,0 1330,0 1395,0 1495,0 1456,5 1609,5 1529,5 1561,5 1650,0

5,9 6,3 6,7 6,1 6,9 7,4 7,7 8,4 8,4 8,4 8,3 8,3 8,3 8,3 8,3 8,3 8,2

283

Hidróxido de sodio (mL)

Amonio

10 5 5 5 5 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0

186,7 386,0 689,0 1200,0 1560,0 2240,0 2688,0 3136,0 2980,0 2700,0 2600,0 2569,6 2319,2 2240,0 1994,4 1680,0 1540,0

(mg/L)

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

Tabla IV.11. (c) Evolución de los principales parámetros de operación del reactor 25_20. Reactor 25_20 día

0 2 7 11 15 17 20 23 27 31 35 38 41 45 49 52 60

ST

SV

DQO

COD

Alcalinidad

(g/kg)

(g/kg)

(g/L)

(g/L)

(mg/L)

249,0 233,7 207,5 197,5 187,5 189,8 192,0 178,0 172,0 172,0 160,0 158,0 159,0 160,0 162,0 161,0 162,0

240,0 218,3 173,2 167,9 162,5 164,8 167,0 152,5 148,0 132,0 134,0 131,0 130,0 138,0 148,0 141,0 140,0

64,8 63,2 60,0 59,0 58,9 57,0 56,1 55,9 54,9 51,0 50,8 50,2 49,2 49,2 47,6 41,5 41,5

56,9 59,9 47,0 47,8 44,4 41,0 44,8 45,6 46,4 45,0 44,0 43,6 45,2 43,1 42,0 40,9 38,4

580,0 807,0 729,0 831,3 1034,1 1153,8 1127,4 1040,9 1096,0 1080,0 1065,5 1250,0 1362,0 1272,3 1182,5 1225,0 1250,0

pH

6,0 6,6 5,7 5,9 6,3 6,6 7,5 7,4 7,5 7,3 7,2 7,2 7,2 7,2 7,2 7,2 7,1

Hidróxido de sodio (mL)

Amonio

10 5 5 5 5 5 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0

149,3 569,0 841,0 1698,0 2053,3 2426,7 2240,0 2426,7 2240,0 2240,0 2800,0 2810,0 2598,0 2056,0 2133,0 2100,0 2003,0

(mg/L)

Tabla IV.11. (d) Evolución de los principales parámetros de operación del reactor 25_30. Reactor 25_30 día

0 2 7 11 15 17 20 23 27 31 35 38 41 45 49 52 60

ST

SV

DQO

COD

Alcalinidad

(g/kg)

(g/kg)

(g/L)

(g/L)

(mg/L)

251,0 225,0 210,0 215,0 223,3 206,7 194,3 187,8 182,0 178,0 180,0 169,0 168,0 170,0 164,6 160,0 168,0

240,0 205,0 170,0 177,5 190,0 181,0 174,3 176,7 142,0 146,0 142,0 144,0 146,0 147,0 142,3 146,0 144,0

63,5 63,6 61,1 60,6 60,5 60,1 59,0 59,0 57,2 57,2 59,8 57,5 54,4 55,3 52,7 51,6 49,6

55,2 54,6 47,7 44,0 42,7 41,4 43,2 44,0 42,4 43,7 44,0 42,0 44,6 42,6 41,9 41,2 40,8

447,5 510,0 517,2 724,0 1017,6 1166,4 864,0 759,1 1104,0 1149,5 1162,0 1175,0 1181,5 1140,8 1100,0 1125,0 1150,0

284

pH

6,1 6,6 5,3 5,6 6,1 6,3 7,5 7,6 7,7 7,5 7,5 7,5 7,5 7,5 7,4 7,4 7,4

Hidróxido de sodio (mL)

Amonio

10 5 5 5 5 5 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0

205,0 698,0 1689,0 2613,3 2426,7 2426,7 2240,0 2240,0 2426,7 3173,3 3200,0 2876,0 2332,0 2400,0 2331,0 2402,0 2585,0

(mg/L)

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

Tabla IV.11. (e) Evolución de los principales parámetros de operación del reactor 30_20. Reactor 30_20 día

0 2 7 11 15 17 20 23 27 31 35 38 41 45 49 52 60

ST

SV

DQO

COD

Alcalinidad

(g/kg)

(g/kg)

(g/L)

(g/L)

(mg/L)

288,0 285,0 270,0 255,7 239,1 236,0 233,0 232,0 230,0 216,0 215,5 215,0 209,0 209,0 213,0 215,0 213,0

278,0 270,0 269,0 240,0 239,0 235,0 230,0 231,0 229,0 215,0 210,0 209,0 205,0 200,0 199,0 198,0 198,0

59,8 56,8 58,6 57,7 56,5 56,9 55,3 55,3 55,2 56,1 53,9 52,8 51,3 51,6 50,6 50,6 47,2

55,1 57,7 48,2 48,7 46,4 44,0 43,2 44,8 44,0 44,5 44,0 44,4 45,4 43,1 42,4 44,8 44,0

534,3 637,5 698,5 700,5 1119,9 1399,2 1623,2 1468,8 1529,4 1500,0 1501,2 1470,0 1434,0 1377,0 1320,0 1440,0 1542,0

pH

6,0 6,6 5,6 5,9 6,1 6,6 7,3 7,6 7,6 7,5 7,5 7,4 7,6 7,6 7,6 7,6 7,7

Hidróxido de sodio (mL)

Amonio

10 5 5 5 5 5 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0

224,0 989,0 1254,0 2056,0 2426,7 2426,7 2426,7 2613,3 2613,3 2986,7 2986,7 2700,0 2443,0 2370,0 2166,0 2334,0 2455,0

(mg/L)

Tabla IV.11. (f) Evolución de los principales parámetros de operación del reactor 30_30. Reactor 30_30 día

0 2 7 11 15 17 20 23 27 31 35 38 41 45 49 52 60

ST

SV

DQO

COD

Alcalinidad

(g/kg)

(g/kg)

(g/L)

(g/L)

(mg/L)

278,0 267,5 246,7 240,0 233,0 230,0 227,0 220,0 216,0 200,0 180,0 189,0 188,0 183,0 187,0 186,0 188,0

250,0 256,3 216,7 215,0 210,0 209,0 205,0 200,0 199,0 198,0 179,0 178,0 177,0 175,0 173,0 172,0 171,0

65,4 64,9 64,1 64,1 64,0 63,9 62,7 62,7 62,7 62,7 63,6 60,5 59,0 58,8 55,0 52,8 49,8

53,3 58,7 47,7 43,8 40,6 37,3 38,4 40,0 40,0 44,8 44,0 43,6 44,4 40,4 40,2 40,0 39,0

516,0 539,4 580,8 597,7 858,2 1155,6 1268,6 859,1 900,0 897,5 796,7 950,0 928,5 1039,3 1150,0 1000,0 950,0

285

pH

6,4 6,8 5,5 5,3 5,9 6,7 7,1 6,7 6,8 6,8 6,3 6,7 6,6 6,8 7,0 7,0 7,0

Hidróxido de sodio (mL)

Amonio

10 5 5 5 5 5 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0

205,3 689,0 1240,0 2053,3 2053,3 2053,3 2240,0 2240,0 2426,7 2613,3 2600,0 2564,0 2235,0 2400,0 2345,0 2100,0 2003,0

(mg/L)

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

En la Figura IV.11 se presentan las evoluciones temporales de los porcentajes de eliminación de sólidos volátiles (SV), demanda química de oxígeno (DQO) y carbono orgánico disuelto (COD) en el tratamiento del residuo orgánico fresco con distintos porcentajes de sólidos totales iniciales y de inoculación.

20_20

SV

COD

DQO

40 30 20 10 0

5

DQO

40 30 20 10 0

10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 Tiempo (días)

25_20

50 40 30 20 10 0

5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 Tiempo (días) 25_30

50

%eliminación

%eliminación

COD

0

0

40 30 20 10 0

0

5

0

10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 Tiempo (días)

25_20

50 40 30 20 10

5

10

15

20

25 30 35 40 Tiempo (días)

45

50

55

60

25_30

50

%eliminación

%eliminación

SV

20_30

50 %eliminación

%eliminación

50

40 30 20 10 0

0 0

5

10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 Tiempo (días)

0

5

10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 Tiempo (días)

Figura IV.11. Evoluciones temporales de los valores de eliminación de sólidos volátiles (SV), demanda química de oxígeno (DQO) y carbono orgánico disuelto (COD) en el tratamiento del residuo orgánico fresco con distintos porcentajes de sólidos totales iniciales y de inoculación.

Los reactores 20_20, 20_30 y 25_20 fueron los que alcanzaron mayores valores de eliminación de SV, cercanos al 40%SV. Estos tres reactores también fueron los que presentaron mayores porcentajes de eliminación de DQO y COD.

286

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

En cuanto a la evolución temporal de los valores de DQO se observa, durante los primeros 20 días de operación, una disminución muy pequeña de este parámetro que en días posteriores se torna más acentuada, llegando a alcanzar valores de eliminación próximos al 45,0% en el reactor 20_30. Estas dos fases observadas se relacionan con las dos principales etapas del proceso anaerobio: etapa de arranque (adaptación de los microorganismos) y etapa de estabilización.

En las evoluciones temporales de los parámetros pH, N-NH4 y alcalinidad, también se detectan las dos etapas previamente mencionadas, según se visualiza en la Figura IV.12.

20_20

20_30

10

25_20

9

9

8

8

pH

pH

10

7

25_30

30_20

7

6

6

5

5

4

4 0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

55

60

0

5

10

15

20

Tiempo (días)

30

35

40

45

50

55

60

2500

Alcalinidad (mg/L)

Alcalinidad (mg/L)

25

Tiempo (días)

2500 2000 1500 1000 500 0

2000 1500 1000 500 0

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

55

60

0

5

10

15

20

Tiempo (días)

25

30

35

40

45

50

55

60

40

45

50

55

60

Tiempo (días)

3500

3500

3000

3000

N-NH4 (mg/L)

N-NH4 (mg/L)

30_30

2500 2000 1500 1000 500

2500 2000 1500 1000 500

0

0 0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

55

60

0

Tiempo (días)

5

10

15

20

25

30

35

Tiempo (días)

Figura IV.12. Evoluciones temporales de la alcalinidad, pH y N-NH4 en el tratamiento del residuo orgánico fresco con distintos porcentajes de sólidos totales iniciales y de inoculación.

287

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

En la Figura anterior, se observa un descenso brusco del pH, siendo necesario su control con hidróxido de sodio. Así, la alcalinidad aumenta de forma progresiva hasta alcanzar valores estables que se mantendrán en la posterior fase de estabilización.

Cabe resaltar que, en la etapa de estabilización, comprendida entre los días 20 y 60, los reactores alcanzaron valores máximos de 3000 mgN-NH4/L sin que se produjeran efectos inhibitorios del proceso. En la Tabla IV.12 (a y b) se muestran las evoluciones de la acidez total, los ácidos orgánicos volátiles (acético, propiónico y butírico) así como la relación acidez/alcalinidad (a/a).

Tabla IV.12. (a). Evolución de la acidez total, principales ácidos y la relación acidez/alcalinidad en los reactores 20_20; 20_30 y 25_20. REACTOR 20_20 Ácidos volátiles

acidez total

día

C2

C3

C4

mg/L

0 2 7 11 15 17 20 23 27 31 35 38 41 45 49 52 60

294 4391 1254 146 190 104 894 1101 1650 1515 1430 2560 2664 1578 1751 1558 838

15 351 249 29 21 22 121 352 285 249 218 435 618 272 292 259 178

25 1168 831 95 71 74 404 1174 950 831 727 1450 2059 907 974 865 592

487 6895 3244 1244 2872 1744 1358 3473 3282 3996 3822 4546 4855 3981 2500 2233 1265

REACTOR 20_30 Rel

Ácidos volátiles

a/a

1,2 10 4,4 1,2 2,1 1,0 0,8 2,4 2,3 2,9 2,8 3,2 3,4 2,6 1,7 1,4 0,8

acidez total

C2

C3

C4

mg/L

466 2017 1847 2132 1069 788 1203 2144 1132 1770 2203 2056 1680 1597 1869 1250 980

110 50 233 203 179 73 156 564 631 390 436 320 345 368 277 165 120

184 166 778 678 598 244 520 1880 2103 1300 1454 1065 1150 1227 923 550 400

998 3845 3351 3936 2636 1236 2077 5563 4324 4097 4708 3996 3940 3739 3739 2223 1708

288

REACTOR 25_20 Rel.

Ácidos volátiles

a/a

2,6 6,8 3,9 4,2 1,9 0,8 1,3 4,2 3,4 3,1 3,4 2,7 2,7 2,3 2,4 1,4 1,0

acidez total

C2

C3

C4

mg/L

417 4652 2727 1051 1350 781 773 3199 2804 3289 3540 2897 1386 1587 1145 1354 640

40 320 248 45 49 5 41 277 406 420 306 397 565 562 479 123 29

66 1066 828 150 164 15 135 924 1354 1399 1019 1323 1883 1873 1597 409 98

612 6598 4912 1704 1880 1091 1642 5348 4883 5367 5468 4997 4054 4571 2571 2088 853

Rel a/a

1,0 8,2 6,7 2,1 1,8 0,9 1,5 5,1 4,5 5,0 5,1 4,0 3,0 3,6 2,2 1,7 0,7

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

Tabla IV.12. (b). Evolución de la acidez total, principales ácidos y la relación acidez/alcalinidad en los reactores 25_30; 30_20 y 30_30. REACTOR 25_30 Ácidos volátiles

acidez

total

día

C2

C3

C4

mg/L

0 2 7 11 15 17 20 23 27 31 35 38 41 45 49 52 60

356 2220 1480 933 2027 1218 805 994 530 612 1094 1418 1973 2026 1599 1650 1198

67 20 13 12 5 7 8 9 12 32 55 215 238 254 376 376 372

41 1450 744 400 950 870 156 210 112 95 945 1018 1093 848 1254 1253 640

565 4788 2629 1670 3184 2668 1500 1470 927 1145 3039 3726 3508 3871 3871 3349 2661

REACTOR 30_20 Rel.

Ácidos volátiles

a/a

1,2 9,4 5,1 2,3 3,1 2,3 1,7 1,9 0,8 1,0 2,6 3,2 3,0 3,4 3,5 3,0 2,3

REACTOR 30_30

acidez total

Rel.

Ácidos volátiles

acidez total

a/a

C2

C3

C4

mg/L

día

C2

C3

C4

mg/L

207 2190 1350 930 1359 897 1146 1049 873 912 1483 1394 925 1030 1051 694 1033

25 283 122 29 66 65 132 157 128 66 153 281 293 368 393 237 181

42 943 407 98 220 215 440 524 427 221 511 938 978 1227 1310 789 604

381 4107 2209 1169 1932 1951 2121 2090 1831 1474 2388 2989 2461 2933 2933 2337 2540

0,7 6,4 3,2 1,7 1,7 1,4 1,3 1,4 1,2 1,0 1,6 2,0 1,7 2,1 2,2 1,6 1,6

660 903 974 750 647 437 237 450 544 971 1053 983 1469 1351 1290 880 756

52 25 17 14 45 46 56 45 22 46 80 198 234 305 441 306 235

86 82 56 45 151 152 187 150 74 154 265 661 780 1016 1470 1019 783

607 1206 1285 1106 938 702 614 883 964 1752 1763 2009 2817 2939 3650 2260 2381

Rel. a/a

0,8 0,4 0,5 0,5 0,9 1,6 2,1 1,0 0,9 0,5 0,5 0,5 0,3 0,4 0,3 0,4 0,4

En una primera etapa, hasta el día 7 de ensayo, se observa aumento brusco de la relación acidez/alcalinidad hasta valores próximos a 10. Estos altos valores son debidos, fundamentalmente, al fuerte incremento de la acidez, ya que la alcalinidad incluso presenta un ligero aumento en este período. Posteriormente se produce un descenso rápido de este parámetro que se sitúa en el rango 1 2 al final de esta etapa (día 20, aproximadamente).

Finalmente, en la segunda fase, a partir del día 20-25, ocurre la estabilización de los parámetros analíticos. La elevación nuevamente de la acidez/alcalinidad en los reactores 20_20, 20_30, 25_20 y 25_30 indica la existencia de fracciones de materia orgánica que requieren un plazo mayor de tiempo para conseguir su hidrólisis y acidogénisis. En este caso la existencia de una capacidad tampón del sistema más elevada que la inicial favorece que la ratio acidez/alcalinidad no alcance valores tan altos como en la primera fase.

289

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

Las evoluciones de las concentraciones de ácidos grasos volátiles (AGV) y de acidez total se muestran en la Figura IV.13.

Acidez total

(20_20)

8000

Acético

Butírico

mg/L

mg/L

4000 2000

Butírico

4000 2000

0

0 0

5

10

15

20

25 30 35 Tiempo (días)

40

45

50

55

60

0

(25_20)

8000

5

10

15 20 25 30 35 40 Tiempo (días)

45 50 55 60

15 20 25 30 35 40 Tiempo (días)

45 50 55 60

15 20 25 30 35 40 Tiempo (días)

45 50 55 60

(25_30)

8000 6000

mg/L

6000

mg/L

Acético

6000

6000

4000 2000

4000 2000

0

0 0

5

10

15

20

25 30 35 Tiempo (días)

40

45

50

55

60

0

(30_20)

8000

5

10

(30_30)

8000 6000

mg/L

6000

mg/L

Acido Acético

(20_30)

8000

4000

4000 2000

2000 0

0 0

5

10

Figura IV.13.

15

20

25 30 35 Tiempo (días)

40

45

50

55

60

0

5

10

Evoluciones temporales de la acidez total, y de los ácidos acético y butírico en el tratamiento del residuo orgánico fresco con distintos porcentajes de sólidos totales iniciales y de inoculación.

Los aumentos de acidez en la fase inicial de arranque se deben, básicamente, al incremento de la concentración de acético en el medio por lo que no se producen estadios de inhibición. En la fase de estabilización, sin embargo, el aumento de la acidez se relaciona con los ácidos acético y butírico. En cualquier caso, el butírico suele acumularse en el sistema como consecuencia de la bajada del pH y no constituye un síntoma de inhibición irreversible ya que al recuperarse el pH se produce su rápida biodegradación. 290

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

En este trabajo, se han observado concentraciones de la acidez total más elevadas en los primeros días de ensayo (fase de arranque) y, posteriormente en la fase de estabilización (posterior al día 25-30 del ensayo). No obstante, la producción de ácidos fue significativamente menor en los reactores con mayores concentraciones de sólidos (25_30, 30_20 y 30_30), lo que puede asociarse a una menor actividad microbiológica. Además, en los reactores 30_20 y, sobre todo, en el reactor 30_30, la degradación de la materia orgánica ha sido mucho menor en la primera y segunda fase y esto se traduce en una menor generación de AGV.

Las evoluciones del biogás correspondiente a cada reactor se recogen en la Tabla IV.13.

Con respecto a los datos de composición de biogás y, análogamente al experimento anterior, debe indicarse que se realizó un tratamiento matemático de los datos para expresarlos exentos de aire.

En la Figura IV.14. (a) se muestran las evoluciones temporales de la producción y volúmenes acumulados de biogás y metano en los reactores 20_20, 20_30 y 25_20, y la Figura IV.14. (b) de los reactores 25_30, 30_20 y 30_30.

291

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

Tabla IV.13. (a) Volumen y composición del biogás, exento de aire, de los reactores 20_20, 20_30 y 25_20.

20_20 día

1 2 3 5 6 7 8 9 12 14 15 16 19 20 21 22 23 26 27 28 29 30 31 33 34 35 36 37 38 39 44 45 46 49 50 51 52 55 56 60

Composición (%)

20_30 Biogás

Composición (%)

25_20 Biogás

Composición (%)

Biogás

H2

CH4

CO2

(mL)

H2

CH4

CO2

(mL)

H2

CH4

CO2

(mL)

13,1 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0

0,6 1,5 42,9 50,0 82,0 7,9 12,4 19,3 3,5 1,0 0,6 1,0 1,5 13,6 16,7 19,6 24,0 24,0 30,2 33,0 35,0 58,5 61,5 62,3 61,2 59,0 58,0 56,5 60,1 63,0 68,0 68,0 62,0 59,0 58,0 54,0 50,0 49,0 47,7 41,6

86,3 98,5 57,1 50,0 18,0 92,1 87,6 80,7 96,5 99,0 99,4 99,0 98,5 86,4 83,3 80,4 76,0 76,0 69,8 67,0 65,0 41,5 38,5 37,7 38,8 41,0 42,0 43,5 39,9 37,0 32,0 32,0 38,0 41,0 42,0 46,0 50,0 51,0 52,3 58,4

1227,0 909,1 909,1 136,4 90,9 90,9 90,9 90,9 90,9 136,4 136,4 318,2 272,7 227,3 136,4 136,4 136,4 90,9 90,9 90,9 45,0 45,0 45,0 45,0 45,0 45,0 45,0 45,0 45,0 45,0 45,0 90,9 90,9 90,9 90,9 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5

15,9 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0

1,4 50,0 59,4 32,4 38,0 3,0 2,5 1,0 3,0 23,1 24,6 32,0 31,0 32,9 31,0 30,0 44,0 50,0 63,8 68,8 64,0 70,0 64,0 70,0 70,4 69,3 66,0 69,3 62,5 62,4 65,0 62,0 57,9 52,6 56,6 52,0 53,8 45,0 46,0 42,8

82,7 50,0 40,6 67,6 62,0 97,0 97,5 99,0 97,0 76,9 75,4 68,0 69,0 67,1 69,0 70,0 56,0 50,0 36,2 31,3 36,0 30,0 36,0 30,0 29,6 30,7 34,0 30,7 37,5 37,6 35,0 38,0 42,1 47,4 43,4 48,0 46,2 55,0 54,0 57,2

1590,9 2000,0 1136,4 136,4 90,9 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 90,9 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 90,9 90,9 90,9 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 90,9 90,9 90,9 90,9 90,9 90,9 90,9 90,9 90,9

12,9 11,2 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0

0,8 3,1 69,0 62,1 77,5 51,6 47,5 17,1 6,5 5,6 2,9 1,0 7,0 4,1 18,2 29,3 39,0 44,0 57,9 63,6 62,6 68,6 62,6 68,6 72,7 54,9 63,4 63,4 66,1 57,4 57,4 57,4 57,4 57,4 50,0 48,8 49,5 42,5 40,0 40,0

86,3 85,7 31,0 37,9 22,5 48,4 52,5 82,9 93,5 94,4 97,1 99,0 93,0 95,9 81,8 70,7 61,0 56,0 42,1 36,4 37,4 31,4 37,4 31,4 27,3 45,1 36,6 36,6 33,9 42,6 42,6 42,6 42,6 42,6 50,0 51,2 50,5 57,5 60,0 60,0

1363,0 900,0 1045,5 136,4 90,9 90,9 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 90,9 318,2 90,9 90,9 90,9 90,9 45,5 90,9 90,9 90,9 90,9 90,9 90,9 90,9 45,5 90,9 90,9 90,9 90,9 90,9 90,9 90,9 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5

292

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

Tabla IV.13. (b) Volumen y composición del biogás, exento de aire, de los reactores 25_30, 30_20 y 30_30.

25_30 día

1 2 3 5 6 7 8 9 12 14 15 16 19 20 21 22 23 26 27 28 29 30 31 33 34 35 36 37 38 39 44 45 46 49 50 51 52 55 56 60

Composición (%)

30_20 Biogás

Composición (%)

30_30 Biogás

Composición (%)

Biogás

H2

CH4

CO2

(mL)

H2

CH4

CO2

(mL)

H2

CH4

CO2

(mL)

9,5 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0

1,9 39,3 68,0 33,3 33,3 51,0 57,0 61,0 40,0 40,0 37,8 33,3 32,9 30,7 26,2 28,0 27,2 24,2 22,5 25,2 23,8 22,4 24,1 19,2 20,0 27,5 19,2 20,0 27,5 44,5 55,6 58,3 58,5 57,7 58,4 54,0 54,0 50,7 47,5 41,0

88,6 60,7 32,0 66,7 66,7 49,0 43,0 39,0 60,0 60,0 62,2 66,7 67,1 69,3 73,8 72,0 72,8 75,8 77,5 74,8 76,2 77,6 75,9 80,8 80,0 72,5 80,8 80,0 72,5 55,5 44,4 41,7 41,5 42,3 41,6 46,0 46,0 49,3 52,5 59,0

1227,0 1136,0 909,0 136,4 90,9 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 90,9 90,9 90,9 90,9 45,5 45,5 45,5 90,9 90,9 90,9 90,9 90,9 90,9 90,9 45,5 45,5

0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0

3,4 5,6 13,4 67,7 64,4 19,2 13,0 9,6 7,0 15,8 10,1 12,2 17,6 19,5 21,9 18,6 37,0 38,6 35,6 45,6 51,2 58,4 52,7 55,0 51,6 52,2 53,2 51,8 53,8 41,1 40,9 43,3 62,0 63,1 63,1 59,0 59,0 60,0 60,0 46,5

96,6 94,4 86,6 32,3 35,6 80,8 87,0 90,4 93,0 84,2 89,9 87,8 82,4 80,5 78,1 81,4 63,0 61,4 64,4 54,4 48,8 41,6 47,3 45,0 48,4 47,8 46,8 48,2 46,2 58,9 59,1 56,7 38,0 36,9 36,9 41,0 41,0 40,0 40,0 53,5

1363,0 909,0 136,0 90,9 90,9 45,5 45,5 90,9 90,9 90,9 90,9 181,8 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 90,9 45,5 45,5 45,5 90,9 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 90,9 90,9 90,9 90,9 90,9 90,9

0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0

0,8 1,2 3,2 12,3 46,2 40,0 30,0 26,2 1,3 0,4 0,2 0,9 2,2 3,0 3,4 4,0 27,0 26,0 26,5 34,2 26,8 23,9 24,0 27,7 35,1 37,1 42,0 48,9 44,2 50,0 54,5 52,6 50,0 54,5 52,6 50,0 50,7 51,4 57,1 51,0

99,2 98,8 96,8 87,7 53,8 60,0 70,0 73,8 98,7 99,6 99,8 99,1 97,8 97,0 96,6 96,0 73,0 74,0 73,5 65,8 73,2 76,1 76,0 72,3 64,9 62,9 58,0 51,1 55,8 50,0 45,5 47,4 50,0 45,5 47,4 50,0 49,3 48,6 42,9 49,0

1363,0 1136,0 909,0 136,4 90,9 45,5 45,5 90,9 90,9 136,4 136,4 500,0 136,4 45,5 45,5 45,5 45,5 136,4 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5 45,5

293

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

20_20

BIOGAS

20_20

CH4

Producción Acumulada (mL)

200

Producción (mL)

160 120 80 40

4000 2000 0

0

5

10

15

20

25 30 35 40 Tiempo (días)

45

50

55

60

0

20_30

5

10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 Tiempo (días)

20_30

Producción Acumulada (mL)

200 160

Producción (mL)

CH4

6000

0

120 80 40 0

8000 6000 4000 2000 0

0

5

10

15

20

25 30 35 40 Tiempo (días)

45

50

55

60

0

25_20

5

10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 Tiempo (días)

25_20

Producción Acumulada (mL)

200 160

Producción (mL)

BIOGAS

8000

120 80 40 0

8000 6000 4000 2000 0

0

5

Figura IV.14. (a)

10

15

20

25 30 35 40 Tiempo (días)

45

50

55

60

0

5

10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 Tiempo (días)

Evoluciones temporales de la producción y volúmenes acumulados de biogás y metano en los reactores 20_20, 20_30 y 25_20.

294

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

200 25_30

25_30

CH4

Producción Acumulada (mL)

BIOGAS

Producción (mL)

160 120 80 40

4000 2000 0

0

5

10

15

20

25 30 35 40 Tiempo (días)

45

50

55

60

0

5

10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 Tiempo (días)

30_20

Producción Acumulada (mL)

200 30_20 160

Producción (mL)

CH4

6000

0

120 80 40 0

8000 6000 4000 2000 0

0

5

10

15

20

25 30 35 40 Tiempo (días)

45

50

55

60

0

5

10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 Tiempo (días)

30_30

Producción Acumulada (mL)

200 30_30 160

Producción (mL)

BIOGAS

8000

120 80 40 0

8000 6000 4000 2000 0

0

5

10

15

Figura IV.14. (b)

20

25 30 35 40 Tiempo (días)

45

50

55

60

0

5

10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 Tiempo (días)

Evolución temporal de la producción y volumen acumulado de biogás y metano en los reactores 25_30, 30_20 y 30_30.

295

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

Se han apreciado importantes diferencias de comportamiento entre los distintos reactores. No obstante, en todos ellos se revela la existencia de dos etapas en la producción del biogás:



Etapa de Arranque: se observa una elevada producción de biogás durante la primera semana, próxima a 1000 mL/día, con una importante cantidad de biogás acumulado (Figura IV.14a). Los reactores con menor cantidad de sólidos (20_30, 20_30, 25_20) son los que poseen mayores porcentajes de metano en el volumen total del biogás producido. Se constata una producción inicial de metano elevada alcanzándose porcentajes próximos al 60% del volumen de biogás (Figura IV.15). Esta alta producción inicial de CH4 en los reactores está relacionada, fundamentalmente, con la actividad de las archaeas metanogénicas utilizadoras de H2.



Etapa de estabilización: en general, la producción de biogás decrece en la etapa de estabilización, hasta 70 - 90 mL según las diferentes condiciones de operación. En este sentido, los reactores que más biogás producen, en todo el experimento, fueron los de más bajo contenido en sólidos, 20_30, 20_30, 25_20, con valores de producción cercanos a 60,0 mL, 90,0 mL y 60,0 mL, respectivamente, en la fase de estabilización (Figura IV.14a).

En la fase de estabilización se observa un aumento progresivo del porcentaje de metano en el biogás, que alcanza valores superiores al 60% aunque al final de esta etapa se observa un descenso del mismo. Los valores medios del porcentaje de CH4 y CO2 durante esta etapa se aproximan a 50:50. En general, los reactores 20_30, 20_30, 25_20 son los que presentan mayores porcentajes de metano en el biogás con una media de 52% en la etapa de estabilización (comprendida entre los días 20 y 60); los demás reactores presentaron una generación media de metano de 40,4% (Figura IV.15).

296

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

CH4

20_20

100

CO2

H2

Composición Biogas (%)

Composición Biogas (%)

80 60 40

20_30

100

20

0

H2

80 60 40 20

5

10

15

20

25

30

Tiempo

35

40

45

50

55

0

60

25_20

5

10

15

20

25 30 35 Tiempo

40

45

50

55

60

25_30

100

100

80

80

Composición Biogas (%)

Composición Biogas (%)

CO2

0

0

60 40 20

60 40 20 0

0 0

5

0

10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60

5

Tiempo

30_20

10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 Tiempo

30_30

100

100

80

80

Composición Biogas (%)

Composición Biogas (%)

CH4

60 40 20 0

60 40 20 0

0

5

10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60

0

Tiempo

5

10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 Tiempo

Figura IV.15. Evolución temporal de la composición del biogás en el tratamiento del residuo sólido urbano con distintos porcentajes de sólidos totales y de inoculación.

En la Tabla IV.14, se recogen los valores de los parámetros físico-químicos asociados a la composición de las mezclas finales de cada reactor, digeridos tras 60 días de experimentación.

297

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

Tabla IV.14. (a) Caracterización físico-química de la mezcla final en los reactores 20_20, 20_30 y 25_20.

Inicial

Final

Valores Iniciales y Finales 20_30 Inicial Final

Densidad (kg/m3) Materia Orgánica (%) Humedad (%) Sólidos (%) ST (g/kg) SV (g/kg) SFT (g/kg) STS (g/L) SVS (g/L) SFS (g/L) pH

1020,0 98,12 79,20 20,80 208,0 204,1 3,92 6,50 6,30 0,20 5,70

1015,0 88,55 86,90 13,10 131,0 116,0 15,00 4,95 4,60 0,35 8,19

1020,0 96,54 79,50 20,50 205,0 197,9 7,08 7,70 7,00 0,70 5,87

1015,0 83,33 88,00 12,00 120,0 100,0 20,00 5,65 5,50 0,15 8,20

1040,0 96,39 75,10 24,90 249,0 240,0 9,00 8,00 7,50 0,50 6,04

1030,0 86,42 83,80 16,20 162,0 140,0 22,0 6,50 6,40 0,10 7,10

Alcalinidad (gCaCO3/L) Acidez Total (gAcH/L) N-NH4 (g/L) N-total (g/kg) COD (g/L) DQO (g/L) P-total (g/kg TS) P-total (%) P (P205)(g/kg ST) Carbono (%) (Materia orgánica) C/N (Materia orgánica)

0,42 0,49 0,11 14,6 50,7 63,4 6,90 0,69 0,29 56,91

1,50 1,27 2,16 23,3 31,7 40,2 7,00 0,70 0,29 51,36

0,38 1,00 0,19 14,5 58,5 66,5 7,00 0,70 0,29 56,00

1,65 1,71 1,54 22,3 32,6 36,7 6,50 0,65 0,27 48,33

0,58 0,61 0,15 13,9 56,9 64,8 7,30 0,73 0,30 55,90

1,25 0,85 2,00 20,1 38,4 41,5 7,00 0,70 0,29 50,12

39,1

22,0

38,6

21,6

40,2

24,9

Parámetros Analíticos

20_20

298

25_20 Inicial

Final

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

Tabla IV.14. (b) Caracterización físico-química de la mezcla final en los reactores 25_30, 30_20 y 30_30.

Valores Iniciales y Finales Parámetros Analíticos

Densidad (kg/m3) Materia Orgánica (%) Humedad (%) Sólidos (%) ST (g/kg) SV (g/kg) SFT (g/kg) STS (g/L) SVS (g/L) SFS (g/L) pH Alcalinidad (gCaCO3/L) Acidez Total (gAcH/L) N-NH4 (g/L) N-total (g/kg) COD (g/L) DQO (g/L) P-total (g/kg TS) P-total (%) P (P205)(g/kg ST) Carbono (%) (Materia orgánica) C/N (Materia orgánica)

25_30

30_20

30_30

Inicial

Final

Inicial

Final

Inicial

Final

1040,0 95,6 74,9 25,1 251,0 240,0 11,0 7,0 6,8 0,2 6,1

1040,0 85,71 83,20 16,80 168,0 144,0 24,0 5,70 5,60 0,10 7,39

1040,0 96,53 71,20 28,80 288,0 278,0 10,0 8,05 7,50 0,55 6,00

1040,0 92,96 78,70 21,30 213,0 198,0 15,0 6,50 6,40 0,10 7,66

1040,0 89,93 72,20 27,80 278,0 250,0 28,0 8,00 7,40 0,60 6,40

1040,0 90,96 81,20 18,80 188,0 171,0 17,0 6,55 6,15 0,40 6,98

0,45 0,57 0,21 1,46 55,1 63,5 6,89 0,69 0,29 55,5

1,15 2,66 2,59 2,40 40,8 49,6 7,00 0,70 0,29 49,7

0,53 0,38 0,22 1,56 55,1 59,8 7,50 0,75 0,31 56,0

1,54 2,54 2,46 2,33 44,0 47,2 6,40 0,64 0,27 53,9

0,52 0,61 0,21 1,70 53,3 65,4 8,60 0,86 0,36 52,2

0,95 2,38 2,00 2,55 39,0 49,8 8,00 0,80 0,33 52,8

38,1

20,7

36,0

23,1

30,7

20,7

Como se puede observar en las Tablas anteriores, en el residuo final de todos los reactores se produce una disminución de la materia biodegradable (medida como DQO). No obstante, esta disminución es más elevada en los reactores 20_20, 20_30, y 25_20 variando desde 63,4 a 40,2 g/L, 66,5 a 436,7 g/L y 64,8 a 41,5 g/L.

299

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

4.1.2.1. Resumen de los resultados

Sobre la base del biogás generado y acumulado, así como los resultados obtenidos del porcentaje de eliminación de la materia orgánica (calculada en SV, DQO y COD) se puede afirmar que el mejor sistema ensayado es el que corresponde al reactor 20_30. La proporción 20% de sólidos totales del residuo de restaurante y 30% de inoculación, con lodos mesofílicos, proporciona un rápido arranque así como una alta estabilidad del sistema en las condiciones termofílicas y secas. Al final del período de estabilización, tras 60 días de ensayo, los volúmenes acumulados de biogás y metano son de 7136 Lbiogás y 2820 Lmetano (Tabla IV.15a).

Asimismo, si se considera sólo el período de estabilización (entre 20 y 60 días) donde la proporción de CH4:CO2 es cercana al 60:40 en el sistema 20_30. Los valores medios de producción de biogás y metano son de 118,9 Lbiogás/día y 47,0 LCH4/día (Tabla IV.15b).

Tabla IV.15. (a) Porcentaje de eliminación de sólidos volátiles, carbono orgánico disuelto y demanda química de oxígeno, volumen de biogás y metano generado y acumulado en los reactores discontinuos con distintos porcentajes de sólidos totales y de inoculación, tras 60 días de experimentación.

% Eliminación

Volumen medio

Volumen acumulado

(mL/día)

20_20 20_30 25_20 25_30 30_20 30_30

(mL)

SV

COD

DQO

Biogás

CH4

Biogás

CH4

43,1 49,7 41,6 40,0 28,8 31,6

37,4 44,3 36,6 26,0 20,1 26,7

36,6 44,8 35,9 21,9 21,0 23,9

108,25 118,94 105,14 93,17 81,04 102,25

23,43 47,0 34,81 33,09 18,66 10,79

6495 7136 6308 5590 4863 6135

1406 2820 2089 1985 1120 647

300

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

4.2. Propuesta de un protocolo de arranque y estabilización de reactores anaerobios secos y termofílicos de tanque agitado (1,1 L)

Bajo este epígrafe se presenta un protocolo de arranque y estabilización para la digestión anaerobia seca en régimen de alimentación discontinuo y rango termofílico de temperatura, basado en las conclusiones obtenidas en los apartados anteriores de este capítulo.

  Realizar un pretratamento de la fracción orgánica del residuo sólido urbano consistente en el

secado de la misma durante un periodo de 12 horas a temperatura ambiente y 24 horas a 55ºC.   Triturar la fracción orgánica previamente secada hasta alcanzar un tamaño de partícula de 0,1

a 0,5 cm y, posteriormente, adicionar agua hasta obtener una mezcla con 20% de sólidos totales.   Adicionar el inóculo, preferentemente lodo mesofílico procedente de digestores mesofílicos de

EDAR, hasta obtener una mezcla con 30% de inoculación y 20% de sólidos totales.   Realizar un control periódico del pH, fundamentalmente durante la fase de hidrólisis del

proceso.

301

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

4.3. Validación del protocolo de arranque y estabilización para reactores anaerobios termofílicos de tanque agitado (1,1 L)

En el apartado anterior se ha establecido un protocolo para realizar la puesta en marcha de reactores de tanque agitado (1,1 L) para la degradación de la fracción orgánica de residuos sólidos urbanos. A continuación se programan tres nuevos ensayos destinados a validar el protocolo previamente propuesto, utilizando las siguientes condiciones de operación: ™ porcentaje inicial de sólidos en el residuo orgánico del 20% ™ porcentaje de inoculación del 30% ™ inóculo: LODO procedente de los digestores anaerobios mesofílicos de EDAR ™ operación discontinua ™ rango termofílico de temperatura (55ºC) Bajo estas condiciones se desarrollaron los siguientes ensayos de biodegradación: 1)

Residuo orgánico fresco: residuo procedente del restaurante universitario y triturado hasta tamaño de partícula de 0,1-0,5 cm (ROF);

2)

Residuo sólido urbano: procedente de la Planta de Tratamiento “Las Calandrias” y triturado hasta tamaño de partícula de 0,1-0,5 cm, (FORSU_T);

3)

Residuo sólido urbano: procedente de la Planta de Tratamiento “Las Calandrias”, sin triturar y con tamaño de partícula de 0-5 cm (FORSU);

Todos los experimentos se han mantenido operativos durante 60 días, período necesario para el estudio de las fases de arranque e inicio de la estabilización del proceso. No obstante, dado que el reactor con ROF es análogo al presentado previamente en el apartado 4.1.2 (con 20%ST y 30% de inóculo) se optó por mantenerlo operativo durante un tiempo superior (90 días) con el objetivo de estudiar el final de la etapa de estabilización. Las caracterizaciones físico-químicas de los residuos utilizados como materias primas en este capítulo han sido previamente detalladas en el apartado de Resultados y Discusión del capítulo II de esta Memoria.

Las condiciones iniciales de cada ensayo se recogen en la Tabla IV.16 y Figura IV.16. Se aceptan las siguientes densidades: ROF - 650 kg/m3, FORSU_T – 680 kg/m3 y FORSU – 361 kg/m3.

302

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

Tabla IV.16. Composición inicial de los reactores de tanque agitado en el tratamiento anaerobio seco de ST y 30% INÓCULO) de distintos residuos sólidos urbanos.

Denominación

Composición de los Reactores

ROF

104 g ROF + 448 mL H2O + 192 mL LODO

FORSU_T

108 g FORSU_T + 448 mL H2O + 192 mL LODO

FORSU

57,7 g FORSU + 448 mL H2O + 192 mL LODO

ROF

Figura IV.16.

(20%

FORSU-

FORSU

Ilustración de la mezcla inicial de los reactores en el tratamiento anaerobio seco (20% de ST y 30% INÓCULO) de distintos residuos sólidos urbanos.

303

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

En la Tabla IV.17 se recogen las características de las mezclas iniciales de cada reactor.

Tabla IV.17. Caracterización físico-química de la mezcla inicial en el tratamiento anaerobio seco (20% de ST y 30% INÓCULO) de distintos residuos sólidos urbanos.

Valores Iniciales Parámetros Analíticos

ROF

FORSU_T

FORSU

1100,0 92,7 78,0 22,0 220,0 204,0 16,0

1060,0 69,0 79,8 20,2 204,0 140,8 63,2

1040,0 57,9 81,0 19,0 190,0 110,0 80,0

STS (g/L) SVS (g/L) SFS (g/L) pH

10,6 10,3 0,3 8,1

6,9 6,8 0,1 7,8

3,3 3,0 0,3 7,9

Alcalinidad (g/L) Acidez Total (g/L) N-NH4 (g/L) N-total (g/kg) COD (g/L) DQO (g/L) P-total (g/kg TS) P-total (%) P (P205)(g/kg ST) Carbono (%) (Materia orgánica) C:N (Materia orgánica)

0,90 0,57 1,49 23,0 90,4 98,0 1,40 0,14 0,06 53,8 23,4

1,40 0,73 1,56 30,3 59,7 70,1 1,15 0,12 0,05 40,0 13,2

1,65 0,69 1,36 43,1 64,7 76,5 0,83 0,08 0,03 33,6 7,8

Densidad (kg/m3) Materia Orgánica (%) Humedad (%) Sólidos (%) ST (g/kg) SV (g/kg) SFT (g/kg)

Como se puede observar en la Tabla, la mezcla inicial del ROF presenta un alto porcentaje de materia orgánica (20,4%SV), respecto de la FORSU_T y FORSU, 14,0%SV y 11,0%SV, respectivamente. Igualmente cuando se comparan los contenidos en materia orgánica y carbono orgánico del ROF (92,7% y 53,8%) con la FORSU (valores medios de 57,9% y 33,6%) se concluye que el residuo de cafetería tiene un carácter orgánico mucho más acusado.

Las concentraciones iniciales de nitrógeno total para los residuos ROF, FORSU_T y FORSU fueron de 23,0 g/L, 30,3 g/L y 43,1 g/L, respectivamente. Por tanto, los valores de la ratio C/N fueron: 23,4 para el ROF, 13,2 del FORSU_T y 7,8 para la FORSU. El ROF es el único que posee valores próximos a los considerados adecuados en procesos anaerobios (Kujawa-Roeleveld et al, 2004).

304

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

Conviene resaltar que en el ensayo con FORSU no se han podido realizar muestreos del contenido interno del reactor debido al elevado tamaño de partícula del residuo, que impedía su toma de muestra representativa. En consecuencia, en esta discusión de resultados no se presentarán los datos comparativos de la evolución del contenido del reactor de FORSU excepto en lo que se refiere al biogás. No obstante, este ensayo ha sido considerado relevante para la discusión de los resultados comparativos entre los diferentes residuos sólidos urbanos ya que se trata de una muestra real, procedente de la Planta de Tratamiento “Las Calandrias”, sin pretratamiento previo de acondicionamiento (secado y/o triturado) y el conocimiento de su comportamiento es de especial relevancia de cara a comprender el funcionamiento de posteriores ensayos de digestión a escala de planta piloto

La Tabla IV.18 presenta la evolución de los principales parámetros de operación de los reactores ROF y FORSU_T.

Tabla IV.18. (a) Evolución de los principales parámetros de operación del reactor ROF.

Reactor ROF día

0 2 4 7 10 14 17 21 24 28 31 35 38 45 49 56 60 63 70 77 84 90

ST

SV

DQO

COD

Alcalinidad

(g/kg)

(g/kg)

(g/L)

(g/L)

(mg/L)

220,0 222,0 226,0 226,0 222,0 220,0 218,0 216,0 214,0 210,0 208,0 207,0 203,3 202,0 198,0 194,0 186,0 184,5 188,3 190,2 186,5 184,0

204,0 200,0 192,4 184,6 174,0 170,0 166,0 164,0 154,3 151,9 148,7 146,5 145,0 145,0 146,0 144,0 144,0 142,0 141,0 140,0 140,0 138,0

98,0 93,5 90,3 90,9 89,5 89,6 88,9 85,1 85,1 84,5 77,2 75,8 68,9 65,5 57,3 56,9 56,4 54,3 51,6 50,3 50,0 48,8

90,4 81,3 81,2 85,2 85,2 78,6 76,4 74,1 77,5 78,2 69,7 67,5 55,5 49,5 42,0 45,0 45,0 42,6 41,1 39,9 40,4 39,3

899,0 733,0 711,0 694,0 740,0 800,0 1091,3 1578,9 1828,9 1973,7 2473,7 2430,0 2510,0 2318,0 2187,0 2090,0 1897,0 2113,0 2256,0 2300,0 2440,0 2400,0

305

pH

8,1 6,4 6,7 6,5 6,2 6,2 6,1 6,6 6,7 6,5 6,6 6,8 7,2 7,3 7,4 8,5 8,7 8,5 8,8 8,4 8,5 8,3

Hidróxido de sodio (mL)

Amonio

5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0

1491,3 1400,0 1439,8 1456,0 1473,9 1580,9 2016,0 2026,2 2028,0 1568,0 1586,5 1674,4 1870,4 2469,6 2856,0 2905,8 2996,0 3012,8 3018,4 2569,3 2050,0 1976,0

(mg/L)

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

Tabla IV.18. (b) Evolución de los principales parámetros de operación del reactor FORSU_T. Reactor FORSU_T día

0 2 4 7 10 14 17 21 24 28 31 38 42 45 50 56 60 72 86 90

ST

SV

DQO

COD

Alcalinidad

(g/kg)

(g/kg)

(g/L)

(g/L)

(mg/L)

204,0 204,0 203,0 202,0 198,0 167,5 140,0 114,0 110,0 129,0 118,9 107,0 97,3 85,0 85,0 83,0 81,0 80,0 79,0 78,0

140,8 133,3 118,6 104,3 102,0 101,0 100,0 98,0 91,0 82,0 81,0 80,0 74,5 51,7 42,4 41,7 40,0 40,0 39,0 37,0

70,1 64,6 61,2 63,3 66,4 59,8 57,5 52,0 49,8 46,5 42,1 49,5 45,0 43,5 31,5 28,5 27,5 25,6 22,5 21,6

59,7 58,3 54,6 46,0 46,2 42,4 41,4 44,2 43,1 41,0 31,2 30,7 20,4 19,9 17,9 17,8 17,0 16,8 16,3 15,9

1400,0 1630,0 1555,0 1517,5 1775,0 1670,0 1151,0 1175,0 1196,5 1494,0 1580,5 1675,0 1890,0 2115,0 2235,0 1895,0 1650,0 1550,0 1500,0 1490,0

pH

7,8 7,4 7,5 7,7 8,3 8,5 8,2 8,3 8,4 8,5 8,8 8,9 9,1 9,0 9,0 8,9 8,9 9,0 8,9 8,9

Hidróxido de sodio (mL)

Amonio

5 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0

1566,3 1566,3 1574,2 1569,2 1507,5 1400,0 1149,1 1051,1 1295,8 1366,0 1449,3 1366,4 1208,0 1010,0 1270,0 1636,9 1650,0 1750,0 1860,0 1890,0

(mg/L)

Los valores de pH del medio decrecen durante los primeros días de ensayo debido a la hidrólisis inicial del residuo a digerir. Por ello ha sido necesario un control del pH con hidróxido de sodio (6N) en el reactor ROF durante los primeros 30 días. Para los reactores FORSU_T y FORSU solamente es necesario controlar el pH en el segundo día ya que posteriormente el pH de ambos reactores asciende a niveles básicos. Asimismo, los porcentajes de eliminación de materia orgánica aumentan, caracterizando la fase de estabilización del proceso (posterior al día 20-30).

306

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

La Figura IV.17 presenta los porcentajes de eliminación de sólidos totales (SV), carbono orgánico disuelto (COD) y demanda química de oxígeno (DQO) en los dos reactores ROF y FORSU_T.

100

SV

ROF

COD

DQO

%eliminación

80 60 40 20 0 0

100

10

20

30

40 50 Tiempo (días)

60

70

80

90

20

30

40 50 Tiempo (días)

60

70

80

90

FORSU_T

%eliminación

80 60 40 20 0 0

10

Figura IV.17. Evoluciones temporales de los valores de eliminación de sólidos volátiles (SV), carbono orgánico disuelto (COD) y demanda química de oxígeno (DQO) en los reactores ROF y FORSU_T.

307

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

En ambos reactores se puede observar que el inicio del proceso de biodegradación de la materia orgánica comienza desde el principio del experimento sin que se observen períodos de latencia. No obstante, la evolución del contenido en sólidos en los distintos reactores, se manifiesta de diferentes formas:

-

Reactor ROF: Los valores de materia orgánica (calculada como SV, DQO y COD), decrecen durante los primeros días de ensayo debido a la hidrólisis, presentando una lenta, pero continua eliminación de los sólidos en todo el experimento.

Posteriormente, se observan mayores porcentajes de eliminación de materia orgánica en la fase de estabilización del proceso. Así, se pueden distinguir dos períodos diferenciados que corresponden a los días 2 y 30 (primera fase) y a los días 30 y 60 (segunda fase).

-

Reactor FORSU-T: los porcentajes de eliminación de la materia orgánica (calculada como SV, COD y DQO) aumentan constantemente y a lo largo de todo el ensayo, no distinguiéndose períodos entre las fases de arranque y estabilización. Cabe resaltar los elevados porcentajes de eliminación que se alcanza la FORSU. Además, a partir del día 50, no se observa variación en las concentraciones de sólidos volátiles, COD y DQO, indicativo de un agotamiento de la materia orgánica en el sistema.

En ambos reactores, las evoluciones temporales de la demanda química de oxígeno (DQO) y del carbono orgánico disuelto (COD) son bastante semejantes, observándose un paralelismo entre las mismas. Tras 90 días de ensayo en ambos reactores se alcanzan porcentajes de eliminación de DQO de 50,2% para ROF, 69,19% para FORSU_T y 72,17% para FORSU.

Las evoluciones temporales de los parámetros pH, N-NH4 y alcalinidad se recogen en la Figura IV.18.

308

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L) ROF

10

FORSU_T

FORSU

9

pH

8 7 6 5 4 0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

60

70

80

90

60

70

80

90

Tiempo (días) 3500

N-NH 4 (mg/L)

3000 2500 2000 1500 1000 500 0 0

10

20

30

40

50

Tiempo (días) 3500

Alcalinidad (mg/L)

3000 2500 2000 1500 1000 500 0 0

10

20

30

40

50

Tiempo (días)

Figura IV.18. Evoluciones temporales del pH, N-NH4 y alcalinidad en el tratamiento anaerobio seco (20% de ST y 30% INÓCULO) de distintos residuos sólidos urbanos.

309

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

Según se ha comentado, la disminución inicial del pH en la primera semana de ensayo en los reactores ROF, FORSU_T y FORSU se relaciona con las etapas de hidrólisis y arranque del sistema, siendo necesario un control del pH del medio (Tabla VI.18). A partir del día 15 se mantienen constantes los valores de pH sin necesidad de control con NaOH y aumentan a niveles aceptables para la digestión anaerobia (8,0 y 8,5).

Los valores de alcalinidad y amonio se manifiestan de forma diferente dependiendo del reactor (ROF o FORSU):



Reactor ROF: los valores de alcalinidad y amonio permanecen constantes en una primera fase (hidrólisis) comprendida entre los días 2 y 20. A partir del día 15, se observan valores de pH estables y, por tanto, valores más elevados de alcalinidad (800 y 2473 mg/L) entre los días 20 y 35. El amonio presenta una evolución similar, salvo que las mayores concentraciones se observan entre los días 50 y 70 del ensayo, no sobrepasando 2000 mg/L.



Reactor FORSU-T: los valores de alcalinidad y amonio permanecen constantes en una primera fase (hidrólisis) comprendida entre los días 2 y 20. A partir del día 15, se observan valores de pH estables y, por tanto, se observa un aumento brusco de la alcalinidad desde 800 hasta 2473 mg/L, permaneciendo estable (1600 mg/L) hasta el final den ensayo. En cuanto a la evolución del amonio, a partir del día 15 se observa valores más elevados. No obstante, las mayores concentraciones se observan entre los días 50 y 70 del ensayo, no sobresapasando los 3000 mg/L.

En la Tabla IV.19 se presentan las evoluciones temporales de la acidez total, los ácidos orgánicos volátiles (acético, propiónico y butírico) así como la relación acidez/alcalinidad, y la Figura IV.19 representa gráficamente la evolución de la acidez total y los AGV.

310

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

Tabla IV.19.

Evolución de la acidez total, principales ácidos y la relación acidez/alcalinidad (a/a) en los reactores ROF y FORSU.

REACTOR ROF Ácidos volátiles

0 2 4 7 10 14 17 21 24 28 31 35 38 45 49 56 60 63 70 77 84 90

REACTOR FORSU_T acidez total

C2

C3

C4

(mg/L)

404 1641 975 284 243 264 729 894 1779 2090 2230 1680 1407 1020 885 823 603 515 464 402 380 350

15 39 22 5 52 56 168 201 534 237 327 192 165 230 141 31 29 11 9 5 2 1

49 431 106 25 172 187 260 371 881 789 908 640 550 766 469 402 198 65 49 25 18 11

568 2531 1682 440 557 605 1457 1747 3775 4326 3886 3276 2679 1987 1863 1587 1369 980 787 553 498 463

Rel.

Ácidos volátiles

acidez total

a/a

0,6 3,5 2,4 0,6 0,8 0,8 1,3 1,1 2,1 2,2 1,6 1,3 1,1 0,9 0,9 0,8 0,7 0,5 0,3 0,2 0,2 0,2

311

C2

C3

C4

(mg/L)

505 852 622 952 1322 1823 965 1060 942 1026 1285 1390 733 574 431 477 367 332 298 312 287 160

17 39 47 57 59 192 137 92 56 30 36 218 195 182 136 84 75 67 59 57 31 29

157 163 188 288 263 451 389 273 281 253 588 660 1083 705 454 281 250 222 198 190 102 98

733 1246 931 1853 2271 2842 1753 2004 1980 2015 2335 2992 2917 1795 1346 1090 987 821 727 699 510 399

Rel. a/a

0,5 0,8 0,6 1,2 1,3 1,7 1,5 1,7 1,7 1,3 1,5 1,8 1,5 0,8 0,6 0,4 0,2 0,2 0,2 0,2 0,5 0,8

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

(ROF)

5000

Acidez Total

Acético

Butírico

mg/L

4000 3000 2000 1000 0 0

5000

10

20

30

40 50 Tiempo (días)

60

70

80

90

20

30

40 50 Tiempo (días)

60

70

80

90

(FORSU_T)

mg/L

4000 3000 2000 1000 0 0

Figura IV.19.

10

Evoluciones temporales de acidez total, y de los ácidos acético y butírico en el tratamiento anaerobio seco (20% de ST y 30% INÓCULO) de distintos residuos sólidos urbanos.

312

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

En las evoluciones de los parámetros relacionados con la acidez se identifican las distintas etapas del proceso (Figura IV.19).

 Reactor ROF: la primera etapa (fase de arranque) se produce en la primera semana con una

alta producción de ácidos. Posteriormente, se observa una rápida disminución de la acidez seguida de una etapa de rearranque, donde los niveles de acidez total alcanzan un valor máximo de 4325 mgAcH/L. Como consecuencia de este incremento de acidez, la relación acidez/alcalinidad también aumenta dado que la alcalinidad, aunque también aumenta, lo hace de forma muy suave.

Las evoluciones temporales de la acidez total y de los AGV (acético y butírico) siguen un comportamiento típico de un sistema anaerobio, en donde el aumento de la acidez total está asociado a los ácidos de cadena corta. Los niveles de butírico superan los de acético a partir del día 20 y alcanzan una concentración máxima de 1090 mgAcH/L frente al valor de acidez total de 3886 mgAcH/L.

Finalmente, en la última fase del experimento, a partir de los días 60-70, se observa una baja producción de ácidos como consecuencia de la disminución de la actividad microbiológica.

 Reactor FORSU-T: La acidez total presenta un aumento acentuado durante las dos primeras

semanas del experimento, con valores máximos de 2842 mgAcH/L. Posteriormente se mantienen en el rango 1753 - 2917 mgAcH/L hasta el día 55 en que comienzan a disminuir. Además, puntualmente se observan niveles de ácido butírico superiores a los de acético en algunos días. Estos resultados son indicativos del diferente comportamiento de la FORSU frente al residuo de restaurante, no identificándose tan claramente, en este caso, la fase hidrolítica inicial.

La relación acidez/alcalinidad crece nuevamente durante los primeros días manteniéndose después prácticamente constante hasta el final del ensayo en el que se produce el descenso de la ratio acidez/alcalinidad como consecuencia del consumo de los ácidos generados (Tabla IV.19).

Las evoluciones del biogás de los tres reactores se recogen en la Tabla IV.20.

313

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

Tabla IV.20. Volumen y composición del biogás, exento de aire, de los reactores ROF, FORSU_T y FORSU.

ROF día

1 2 3 5 7 9 11 12 14 15 16 19 20 21 22 23 26 27 28 29 30 31 33 34 35 36 37 38 39 44 45 46 49 50 51 56 60 65 69 73 77 83 87 90

Composición (%)

FORSU_T Biogás

Composición (%)

FORSU Biogás

Composición (%)

Biogás

H2

CH4

CO2

(mL)

H2

CH4

CO2

(mL)

H2

CH4

CO2

(mL)

6,7 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0

2,5 31,0 48,6 54,1 5,0 5,9 4,9 3,0 4,5 5,5 11,0 18,0 30,8 45,8 45,5 54,3 62,1 67,7 64,7 76,7 72,5 69,0 69,0 63,0 64,0 64,0 61,0 58,0 54,4 50,0 49,9 47,7 46,6 58,9 57,7 52,9 44,6 54,0 47,0 26,5 17,7 2,5 1,4 0,8

90,8 69,0 51,4 45,9 95,0 94,1 95,1 97,0 95,5 94,5 89,0 82,0 69,2 54,2 54,5 45,8 37,9 32,3 35,3 23,3 27,6 31,0 31,0 37,0 36,0 36,0 39,0 42,0 45,6 50,0 50,1 52,3 53,4 41,1 42,3 47,1 55,4 46,0 53,0 73,5 82,3 97,5 98,6 99,2

454,5 181,8 227,3 227,3 181,8 181,8 181,8 181,8 136,4 136,4 136,4 181,8 181,8 181,8 227,3 227,3 181,8 181,8 181,8 136,4 136,4 90,0 90,0 90,0 138,0 90,0 90,0 138,0 138,0 138,0 90,0 90,0 90,0 136,0 90,0 90,0 136,0 136,0 136,0 136,0 136,0 90,0 90,0 90,0

6,8 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0

3,9 54,4 30,0 24,0 29,6 26,3 32,7 37,6 37,7 35,0 58,9 62,8 65,8 50,6 53,0 53,4 47,3 45,0 48,0 52,0 54,0 68,5 58,0 59,9 52,0 52,0 44,4 36,7 35,0 32,0 31,0 29,0 28,0 28,0 27,0 22,0 20,0 17,0 11,0 11,0 10,0 9,0 7,0 5,7

89,3 45,6 70,0 76,0 70,4 73,7 67,3 62,4 62,3 65,0 41,1 37,2 34,2 49,4 47,0 46,6 52,7 55,0 52,0 48,0 46,0 31,5 42,0 40,1 48,0 48,0 55,6 63,3 65,0 68,0 69,0 71,0 72,0 72,0 73,0 78,0 80,0 83,0 89,0 89,0 90,0 91,0 93,0 94,3

836,4 1272,7 236,4 90,9 136,4 136,4 90,9 90,9 90,9 136,4 90,9 90,9 90,9 90,9 90,9 90,9 90,9 90,9 90,9 90,9 90,9 90,9 68,0 68,0 90,0 90,0 90,0 136,0 136,0 90,0 90,0 90,0 90,0 65,0 65,0 65,0 65,0 45,0 45,0 45,0 45,0 45,0 45,0 45,0

11,3 5,1 0,6 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0

58,0 32,0 29,6 17,2 17,2 64,6 70,0 82,1 70,0 48,0 48,0 51,0 66,0 63,0 71,0 67,0 62,0 65,0 57,2 71,0 61,0 65,0 61,1 64,0 70,0 73,0 73,1 74,0 74,0 74,0 75,0 79,0 72,0 67,0 64,0 52,0 44,7 23,0 19,9 18,9 18,4 15,0 13,0 11,0

30,7 62,9 69,8 82,8 82,8 35,4 30,0 17,9 30,0 52,0 52,0 49,0 34,0 37,0 29,0 33,0 38,0 35,0 42,8 29,0 39,0 35,0 38,9 36,0 30,0 27,0 26,9 26,0 26,0 26,0 25,0 21,0 28,0 33,0 36,0 48,0 55,3 77,0 80,1 81,1 81,6 85,0 87,0 89,0

1454,5 3181,8 318,2 136,4 181,8 181,8 136,4 136,4 136,4 136,4 90,9 90,9 90,9 90,9 136,4 136,4 136,4 90,9 90,9 90,0 90,0 90,0 136,0 136,0 181,0 181,0 280,0 420,0 181,0 181,0 181,0 90,0 90,0 90,0 90,0 65,0 65,0 65,0 45,0 45,0 45,0 45,0 45,0 45,0

314

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

Como en los estudios anteriores, se han recalculado los datos de composición y volumen de biogás en aras a eliminar las concentraciones correspondientes al aire (O2 y N2). En la Figura IV.20 se presentan muestran los datos de producción y volúmenes de biogás y metano acumulados en los ensayos, y en la Figura IV.21 se representan las evoluciones temporales de la composición del biogás. En estas figuras se representan también los datos para el reactor con FORSU sin triturar.

ROF

BIOGAS

ROF

10000

CH4

Volum en A cum ulado (m L)

300 Producción Biogas (m L)

250 200 150 100

BIOGAS

6000 4000 2000

50

0

0

0 0

10

20

30

40 50 Tiempo (días)

60

70

80

10

20

30

40 50 Tiempo (días)

60

20

25 30 35 Tiempo (días)

40

45

50

55

60

25

40

45

50

55

60

90

70

80

90

FORSU_T

10000

FORSU_T

300

8000

Producción Biogas (m L)

Volum en Acum ulado (m L)

250 200

6000

150

4000

100

2000

50

0

0 0

10

20

30

40 50 Tiempo (días)

60

70

80

0

90

5

10

15

10000 FORSU

FORSU

Volum en Acum ulado (m L)

300 250 Producción Biogas (m L)

CH4

8000

200 150 100 50

8000 6000 4000 2000 0

0 0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

0

Figura IV.20.

5

10

15

20

30

35

Tiempo (días)

Tiempo (días)

Evolución temporal de la producción y volúmenes acumulados de biogás y metano en el tratamiento anaerobio seco (20% de ST y 30% INÓCULO) de distintos residuos sólidos urbanos.

315

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

ROF

100

CH4

CO2

H2

Composición Biogas (%)

80 60 40 20 0 0

10

20

30

40 50 Tiempo (días)

60

70

80

90

FORSU_T

100

Composición Biogas (%)

80 60 40 20 0 0

5

10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 Tiempo (días)

FORSU

100

Composición Biogas (%)

80 60 40 20 0 0

5

10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 Tiempo (días)

Figura IV.21. Evolución temporal de la composición del biogás en el tratamiento anaerobio seco (20% de ST y 30% INÓCULO) de distintos residuos sólidos urbanos.

316

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

El análisis de los resultados de producción y composición del biogás permite diferenciar las etapas ya mencionadas previamente del proceso anaerobio: 

Etapa de Arranque: en todos los reactores se identifica, en las dos primeras semanas, la fase de hidrólisis caracterizada por una alta producción de biogás (Figura IV.20). La producción de hidrógeno asociada con esta fase es muy pequeña siendo destacable únicamente durante los tres primeros días en el reactor con FORSU y el primer día de ensayo en los otros dos reactores. Este aspecto se puede relacionar con la excelente adecuación del inóculo utilizado ya que el hidrógeno es rápidamente transformado por las archaeas utilizadoras de H2 para producir metano evitándose los efectos inhibitorios asociados a la producción de hidrógeno. De esta forma, la producción de metano en los primeros días (entre los días 1 y 6) es muy acusada (Figura IV.21).

Entre los días 6 y 15 se observa en el reactor ROF una baja producción de metano (período de latencia) y, posteriormente, produce un aumento de la producción tanto de biogás y como de metano hasta estabilizarse. Esta fase, sin embargo, no se observa en los reactores de FORSU.



Etapa de estabilización: con respecto a la producción de biogás las mayores producciones en los reactores ROF, FORSU_T y FORSU fueron de 151,0 mL, de 134,4 mL, y 229,8 mL (Figura IV.3), respectivamente. Los valores máximos de biogás acumulados fueron de 9226 mL para el reactor FORSU, 6948 mL para ROF, y 5822 mL para FORSU_T, tras 90 días del ensayo.

En general, se constata una estabilidad en la producción de metano a partir del día 20 para el reactor ROF y después del día 10 para los reactores FORSU y FORSU_T.

Resultan especialmente interesantes los resultados obtenidos con FORSU sin triturar ya que la evolución del biogás producido sigue el mismo patrón que los otros residuos sin que se hayan producido problemas relacionados con la hidrólisis y solubilización de la materia orgánica. De hecho los resultados de volumen de biogás y de metano generados por este residuo son los más elevados.

En la Tabla IV.21., se recogen los valores de los parámetros físico-químicos relacionados con cada residuo final digerido tras 90 días del experimento.

317

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

Tabla IV.21. Caracterización físico-química de la mezcla final en el tratamiento anaerobio seco (20% de ST y 30% INÓCULO) de distintos residuos sólidos urbanos.

Valores Iniciales y Finales Parámetros Analíticos

ROF

FORSU_T Inicial Final

Inicial

Final

1080,00 75,0 78,00 18,40 184,00 138,00 46,00

1060,0 69,0 79,8 20,2 204,0 140,8 63,2

1050,00 47,4 92,2 7,8 78,0 37,0 41,0

1040,0 57,9 81,0 19,0 190,0 110,0 80,0

1030,00 61,6 96,3 3,7 36,7 22,6 14,1

10,6 10,3 0,3 8,1

5,70 5,60 0,10 8,30

6,9 6,8 0,1 7,8

2,00 1,60 0,40 8,90

3,3 3,0 0,3 7,9

2,3 1,8 0,5 8,5

0,90 0,57 1,49 23,0 90,4 98,0 1,40 0,14 0,06 53,8

2,40 0,46 1,98 28,0 39,3 48,8 1,08 0,11 0,05 43,5

1,40 0,73 1,56 30,3 59,7 70,1 1,15 0,12 0,05 40,0

1,49 0,40 1,89 45,0 15,9 21,6 0,07 0,01 0,003 27,5

1,65 0,69 1,36 43,1 64,7 76,5 0,83 0,08 0,03 33,6

1,77 0,79 1,15 47,0 22,6 21,3 0,10 0,01 0,004 35,7

23,4

15,5

13,2

6,1

7,8

7,6

Inicial

Final

1100,0 92,7 78,0 22,0 220,0 204,0 16,0

STS (g/L) SVS (g/L) SFS (g/L) pH Alcalinidad (gCaCO3/L) Acidez Total (gAcH/L) N-NH4 (g/L) N-total (g/kg) COD (g/L) DQO (g/L) P-total (g/kg TS) P-total (%) P (P205)(g/kg ST) Carbono (%) (Materia orgánica) C/N (Materia orgánica)

Densidad (kg/m3) Materia Orgánica (%) Humedad (%) Sólidos (%) ST (g/kg) SV (g/kg) SFT (g/kg)

FORSU

Como se puede observar en la Tabla anterior, en el residuo final de todos los reactores la materia biodegradable (calculada como DQO) disminuyen, variando desde 98,0 a 48,8 g/L para el ROF, 70,1 a 21,6 g/L para la FORSU_T y 76,5 a 21,3 g/L para la FORSU. (Figura VI.22).

318

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

a)

b)

c)

Figura IV.22. Aspecto final del residuo digerido: a) ROF; b) FORSU_ T; y c) FORSU (20% de ST y 30% INÓCULO), tras 90 días del experimento.

319

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

4.3.1. Resumen de los resultados

El estudio comparativo de las producciones de biogás generado indica una mayor productividad en el reactor FORSU (Tabla IV.22.a).

Aunque el reactor FORSU_T ha presentado mayores porcentajes de eliminación de DQO o SV, la producción de biogás y metano no ha sido tan eficiente como la observada en el reactor ROF. El reactor con FORSU sí que presenta alta producción de biogás y de metano, además de una alta degradación de la materia orgánica.

Resultados semejantes se observan en los valores de producción de biogás y metano en la etapa de estabilización (entre los días 20 y 60 para el reactor con ROF y entre los días 10 y 50 para los reactores FORSU_T y FORSU (Tabla IV.22.b).

Tabla IV.22. (a) Porcentaje de eliminación de sólidos volátiles, carbono orgánico disuelto y demanda química de oxígeno, volumen de biogás y metano generado y acumulado en los reactores con distintos residuos sólidos urbanos, tras 90 días de experimentación.

% Eliminación

ROF FORSU_T FORSU

SV

COD

DQO

32,35 71,6 79,4

56,5 73,3 72,2

50,2 69,2 74,4

Volumen medio (mL/día) Biogás CH4 77,2 64,7 110,3

320

29,5 23,9 55,4

Volumen acumulado (mL) Biogás CH4 6948 5822 9926

2659 2152 4987

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

4.4. Consideraciones generales del capítulo

Considerando el objetivo previsto “estudiar las variables que tiene una mayor incidencia y proponer un protocolo específico para desarrollar las etapas de puesta en marcha y estabilización de digestión anaerobia termofílica seca utilizando la tecnología de tanque agitado (1,1 L)”, y a partir de los resultados experimentales obtenidos en este capítulo, se pueden extractar las siguientes consideraciones:

Se han realizado estudios para analizar el efecto del tipo de inóculo, el efecto del porcentaje de sólidos totales del residuo a tratar y el efecto del porcentaje de inoculación. ¾

Los ensayos desarrollados para evaluar el efecto del tipo de inóculo utilizado en el proceso de puesta en marcha y estabilización de la degradación del ROF, incluyen los inóculos de SILO, ROF_D, VACA, PURÍN, LODO y LODO/PURÍN, en las siguientes condiciones de operación seleccionadas: 20% ST y 25% de inoculación. ¾

•

Todos los reactores presentan un rápido arranque del proceso (primera semana) e inicio de la fase metanogénica a partir del día 20. Los reactores LODO, PURÍN y LODO/PURÍN son los que generan más cantidad de biogás y metano.

•

Tras 60 días de ensayo, el reactor con LODO es el que presenta el mayor porcentaje de eliminación de materia orgánica (SV, DQO y COD) junto con una alta producción de biogás y metano (50%).

Los ensayos desarrollados para analizar el efecto del porcentaje de sólidos totales y del porcentaje de inoculación, contemplan porcentajes de sólidos totales 20, 25 y 30% y porcentajes de inoculación del 20% y 30%. ¾

•

Los reactores 20_20, 20_30 y 25_20 fueron los que alcanzaron mayores valores de eliminación de ST y SV, así como mayor eficacia degradativa en la eliminación de DQO y COD comparados con los demás reactores.

•

Tras 60 días de ensayo el reactor con 20%ST y 30% de inoculación es el que presenta mayor productividad (en la fase de estabilización) de biogás y metano, además de una elevada eliminación de la materia orgánica.

321

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

El protocolo de arranque propuesto para un reactor de tanque agitado (1,1 L) operando en discontinuo y rango termofílico de temperatura es el siguiente: ¾

•

Realizar un pretratamento del RSU consistente en el secado durante un periodo de 12 horas a temperatura ambiente y 24 horas a 55ºC.

•

Triturar la fracción orgánica previamente secada hasta alcanzar un tamaño de partícula de 0,1 – 0,5 cm y, posteriormente, se adiciona agua hasta obtener 20% de sólidos totales.

•

Adicionar el inóculo, preferentemente lodo mesofílico procedente de digestores mesofílicos de EDAR hasta obtener una mezcla con un 30% de inóculo.

•

Realizar un control periódico del pH, fundamentalmente durante la fase de hidrólisis del proceso.

Los resultados obtenidos en los ensayos de validación del protocolo de arranque del reactor (1,1 L) con residuos de distintas naturaleza (ROF, FORSU_T y FORSU), permiten afirmar que:

¾

•

Todos los reactores (1,1 L) operando según el protocolo propuesto pueden arrancar rápidamente mostrando una adecuada actividad degradativa y sin que se detecten síntomas de inhibición. No obstante, tras 90 días, los datos presentados de las evoluciones de las diferentes variables analíticas indican una diferenciación temporal espontánea de las diferentes etapas del proceso, visible en los reactores ROF y FORSU_T.

•

Residuo del restaurante (ROF): durante la fase de arranque, que se produce en la primera semana, se observa una alta producción de ácidos y disminución de los niveles de pH y sólidos volátiles. Entre los días 5 y 20, el elevado contenido orgánico fácilmente biodegradable genera AGV (acético, fundamentalmente) a una velocidad más elevada que su descomposición hasta metano, caracterizando la fase acidogénica/acetogénica. Posteriormente, a partir del día 20, el reactor presenta una fase de rearranque, que conduce a la estabilización del sistema. Finalmente, a partir de los días 60-90 se observa una disminución de la actividad microbiológica como consecuencia del agotamiento de la materia biodegradable en el medio.

322

Cap. IV. Ensayos de biodegradación anaerobia en reactores tipo tanque agitado (1,1L)

•

FORSU_T y FORSU: durante la fase de arranque, que se produce en la primera semana, se observa el inicio del proceso degradativo y aumento constante de producción de ácidos (acético, fundamentalmente), así como una disminución de los sólidos volátiles. Entre los días 6 y 50 la materia orgánica se degrada rápidamente incrementando la acidez del medio (acético y butírico, fundamentalmente) que se degrada posteriormente dando altas concentraciones de metano en el biogás (139,9 Lbiogás/día y 95,8 Lmetano/día para el reactor FORSU).

Finalmente, a partir de los días 50-90 se observa una disminución de la actividad microbiológica como consecuencia del agotamiento de la materia biodegradable en el medio.

La comparación de los resultados experimentales obtenidos en los reactores FORSU_T y FORSU indica que no es necesario realizar el pretratamiento de reducción del tamaño de la FORSU pues no se observan diferencias significativas en cuanto a la eficacia del proceso en ambas condiciones de operación.

323

Variables de operación y parámetros físico químicos de control

324

CAPÍTULO V VALIDACIÓN DE UN PROTOCOLO DE ARRANQUE OPERANDO EN REACTORES DE MAYOR ESCALA

Conclusiones

326

Cap.V. Validación del protocolo operando en un reactor a mayor escala

1. INTRODUCCIÓN

En este capítulo se presentan las principales tecnologías de digestión anaerobia de residuos sólidos urbanos implantadas actualmente en el ámbito de la Unión Europea, las características técnicas de plantas industriales para el tratamiento de los residuos urbanos y, en concreto, detalles del funcionamiento de la Planta de Reciclaje y Compostaje “Las Calandrias”.

Las etapas experimentales de este capítulo se han diseñado para abordar los objetivos parciales correspondientes al estudio de puesta en marcha y funcionamiento de reactores a mayor escala para la biometanización de la fracción orgánica de dos diferentes tipos de residuos: residuo orgánico fresco consistente en restos alimenticios, y fracción orgánica de residuo sólido urbano procedente de una estación de tratamiento de residuos provincial, ambos estudios en condiciones anaerobias termofílicas secas. En este sentido se pretende validar el protocolo de arranque propuesto a partir de la experimentación desarrollada con los reactores de tanque agitado de 1,1 L.

2. ANTECEDENTES

2.1. Perspectivas de futuro de la digestión anaerobia de RSU en el contexto de la Unión Europea

En los últimos años, el panorama energético mundial ha variado notablemente. El elevado coste de los combustibles fósiles y los avances técnicos han posibilitado la aparición de sistemas de aprovechamiento energético de la biomasa cada vez más eficientes, fiables y limpios y han posibilitado que esta fuente de energía renovable se empiece a considerar por las industrias como una alternativa, total o parcial, a los combustibles fósiles.

327

Conclusiones

De todas las fuentes de energía renovables, la biomasa es la más importante en el conjunto de la Unión Europea. En el año 1995, la energía procedente de los residuos sólidos urbanos, ganaderos, agrícolas y forestales, e industriales representó aproximadamente un 55% (40081 ktep) de las renovables. Así, el biogás generado en la digestión anaerobia de los residuos ganaderos, los lodos de depuración de aguas urbanas, y los residuos sólidos urbanos presenta un gran potencial energético, ya que su componente principal es el metano y, por tanto, puede emplearse para producir energía térmica, eléctrica o en sistemas de cogeneración. Así, 1 m3 de biogás con un 60% de metano tiene un poder calorífico próximo a las 5.500 kcal (Houghton et al., 2001).

1.1.1. Plantas industriales para el tratamiento de RSU De acuerdo con los informes de la Agencia Internacional de Energía (IEA, 2003) existen 400 plantas industriales de digestión anaerobia en todo el mundo tratando residuos sólidos urbanos y residuos industriales. En lo que se refiere a residuos urbanos, ganaderos y forestales, son aproximadamente 130 plantas distribuidas en Europa (93%) y Asia (7%) (Biogasworks, 2005):

Ucrania Tailandia

Reino Unido

Suiza

Belgica China

Suécia España

Dinamarca

Polonia Holanda

Finlandia

Japón

Francia

Italia India Alemania

En los países de China e India se encuentran las mayores concentraciones de plantas de digestión anaerobia. Así, la electricidad generada a partir del estiércol bovino se impulsó en el siglo XX debido a un doble objetivo: el aprovechamiento energético y el mantenimiento de las propiedades fertilizantes.

328

Cap.V. Validación del protocolo operando en un reactor a mayor escala

En Europa, la historia de la tecnología de biometanización ha sido diferente y el desarrollo ha estado motivado por las preocupaciones medioambientales más que puramente energéticas. Actualmente, el mercado de la digestión anaerobia esta impulsada, principalmente, por los altos precios energéticos y por las estrictas legislaciones (Verma, 2002) en el ámbito de la generación de residuos:

País

Legislación Europea implantada sobre la Gestión de los Residuos

Austria

vertederos no pueden superar el 5% en materia orgánica desde 2004

Bélgica

pronto prohibirá vertederos con RSU combustible

Dinamarca

prohíbe vertederos con RSU combustible

Finlandia

política de incentivo de co-combustión de RSU como combustible

Francia

prohíbe los vertederos con RSU combustible desde 2002

Alemania

vertederos no pueden superar el 5% en materia orgánica desde 2005

Holanda

prohíbe vertederos con RSU combustible desde 2000

Suiza

disminuye la utilización de los vertederos por aumento del reciclaje

Reino Unido

reciclaje de 25% desde 2000. Vertederos son limitados desde 1996

Irlanda

Vertederos con tasas muy elevadas

En Alemania predominan los digestores de granja de pequeñas dimensiones (control del olor) y el biogás generado es destinado al calentamiento de los mismos con un excedente de electricidad cercano a 2 MW. Italia presentó un plan de construcción de 150 nuevas plantas de digestión anaerobia de pequeñas dimensiones, debido a las determinaciones Europeas en las décadas de los 80 y 90. Dinamarca y Países Bajos decidieron que las plantas individuales pequeñas no eran económicamente eficaces e implantaron grandes digestores (conjunto de granjas).

Dinamarca posee, actualmente, 18 plantas en operación (Biogasworks, 2005) impulsadas por el Plan Nacional del año 1985, un esfuerzo por demostrar el potencial de las grandes plantas de digestión anaerobia como productores de energía (Angelidaki y Ahring, 1997b).

Las plantas industriales de digestión anaerobia de residuos sólidos urbanos presentan aproximadamente, el mismo diagrama de flujo (Figura IV.1).

329

Conclusiones

Fuente: De Baere y Verstraete (1985).

Figura V.1. Esquema general de una planta de digestión anaerobia de residuos sólidos urbanos.

330

Cap.V. Validación del protocolo operando en un reactor a mayor escala

Se distinguen las siguientes fases de tratamiento en las plantas de biometanización (Carreras y Dorronsoro, 1999a): A- Sección inicial de selección: esta selección puede ser más o menos compleja de acuerdo con el origen y selección previa de los RSU que llegan a la planta; incluye operaciones de separación magnética, desfibrador, separación por gravimetría, etc.

B- Sección de acondicionamiento del residuo a tratar: etapa en donde se ajusta el contenido en sólidos totales del residuo inicial (reducción del tamaño, selección, mezclas con líquido o sólidos recirculados). Por ejemplo, el sistema BTA dispone de un separador, las tecnologías secas como DRANCO o VALORGA utilizan una trituradora a la que posteriormente le sigue una mezcla del alimento con el efluente reciclado. C- Sección de biogasificación: sección que puede contener uno o dos reactores. Es la principal etapa del proceso de biometanización. Cada tecnología tiene patentado el tipo de reactor, el sistema de mezcla, de recirculación, etc. Algunas tecnologías disponen de sistemas de dos fases (PAQUES y ANBIOTEC). D- Sección de deshidratación: etapa donde se separa mecánicamente el agua del efluente del reactor (centrífugas, filtros prensa, tornillo, combinaciones de estos equipos, etc.). Se trata, en todos los casos, de eliminar de la forma más económica posible el agua del producto digerido, para disminuir su peso y alcanzar la sequedad requerida en el proceso de compostaje. E- Sección de tratamiento del agua residual generada en el proceso de deshidratación: los sistemas empleados son diversos, aunque se basan en tratamientos biológicos aerobios. La depuración se realiza hasta alcanzar unos valores depurativos que sean compatibles para su descarga al colector. F- Sección de acondicionamiento final de los sólidos: etapa de compostaje de la fracción sólida proveniente de la sección de deshidratación. El método de compostaje varía desde el sistema de pilas volteadas, hasta los más sofisticados túneles de compostaje. G- Sección de cogeneración del gas producido: normalmente ésta es la solución adoptada para el aprovechamiento del biogás. H- Sección de tratamiento del aire de compostaje: para evitar la salida de malos olores al exterior se depura el aire de la planta y del proceso de compostaje mediante biofiltros.

331

Conclusiones

Una planta de tratamiento de RSU por digestión anaerobia debe ser considerada como una sucesión de procedimientos complejos mediante los cuales el residuo se transforma en otros productos. El tipo de proceso y el diseño del reactor estan relacionados con la cantidad y calidad deseable de los productos finales, así como con las necesidades de pre-tratamiento y pos-tratamiento (Tabla V.1). Básicamente las plantas industriales de biometanización se diferencian en los siguientes factores: rango de temperatura de operación: termofílico o mesofílico; porcentaje de sólidos: alimentación seca o húmeda; etapas del proceso: reactores con una o múltiples fases; y naturaleza del residuo a digerir: RSU o biomasa (papel, forestal o ganado) (Figura V.2.).

Tabla V.1.

Unidades del proceso, productos recuperables y normas de calidad en una planta industrial de digestión anaerobia de residuos sólidos urbanos.

Unidades del proceso

Productos recuperables

Normas de calidad

Pre-tratamiento Separación magnética

Metal ferroso

Reducción del tamaño

Materiales compensados (papel, cartón y bolsas plásticas)

Bombeo (selección - gravedad)

Materiales inertes y pesados

Selección por tamaño (tambor)

Materiales diversos, plásticos

Pasteurización

Normas para la reducción de los gérmenes

Digestión Hidrólisis Normas para el N2 y sulfuro

Metanogénisis

Biogás

Valorización de biogás

Electricidad - 150-300 kW.helec/ton Calefacción - 250-500 kW.helec/ton

Pos-tratamiento Regar mecánicamente Digestión aerobia

Compost

Normas de control de calidad de suelos para disposición

Tratamiento de agua

Agua

Normas de control de calidad

Separación húmeda

Arena y fibras Lodo - poder calorífico

Fuente: De Baere y Verstraete (1985).

332

Cap.V. Validación del protocolo operando en un reactor a mayor escala

Capacidad Acumulativa (t/año)

a)

Termofílico

Mesofílico

1000000 750000 500000 250000 0 1990

1991

1992

1993

1994

1995

1996

1997

1998

1999

2000

Año

Capacidad Acumulativa (t/año)

b)

Digestión seca

Digestión Húmeda

1000000 750000 500000 250000 0 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 Año Única Fase

Capacidad Acumulativa (t/año)

c) 1000000

Multi Fases

750000 500000 250000 0 1990

Capacidad Acumulativa (t/año)

d)

1991

1992

1993

Biomasa

1994

1995 Año

1996

1997

1998

1999

2000

Residuos Sólidos Urbanos

1000000 750000 500000 250000 0 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 Año

Fuente: De Baere, 2000.

Figura V.2. Capacidad de tratamiento (t/año) de planta de mecanización de distinta características de operación: (a) mesofílico/termofílico; (b) digestión seca y húmeda; (c) fase única y multi; (d) biomasa y RSU.

333

Conclusiones

Los rendimientos deseables de una planta industrial de biometanización están directamente relacionados con el tipo de residuo que tratan. Así, una forma muy común de expresar el rendimiento es la producción específica de gas por unidad de materia volátil alimentada al digestor. Sin embargo, la producción específica depende de la biodegradabilidad del sustrato, de la cinética, y de las condiciones específicas de funcionamiento del digestor, no siendo por tanto un buen parámetro de comparación entre tecnologías, aunque a menudo se utiliza para ello.

Respecto de los aspectos económicos de las tecnologías, es difícil establecer cifras concretas válidas para un análisis general. Es necesario conocer, en cada caso, las condiciones particulares en las que se desarrolla el proceso de digestión anaerobia. Las condiciones locales (tipo de residuo, precio de la energía, localización geográfica, etc.) son factores que influyen económicamente.

Según Carreras y Dorronsoro (1999b), se puede afirmar que la tecnología anaerobia requiere una inversión inicial superior a la de un proceso aerobio pero, dependiendo del residuo y de la disponibilidad de materiales, este sobre-coste es compensado por la generación de biogás del que, normalmente, se generará electricidad. Las biotecnologías que implican la devolución al suelo (reciclaje) de buena parte de la materia orgánica y de los nutrientes, y si es factible, la recuperación de energía, son las más apropiadas para el tratamiento de la FORSU. Así, tanto los procesos de compostaje aerobio directo como los que incorporan un proceso previo de biometanización son perfectamente compatibles y complementarios.

2.1.2. Tecnologías industriales de la digestión anaerobia seca

De todos los procesos desarrollados para el tratamiento de RSU mediante digestión anaerobia, el más común es el cultivo en suspensión en sistemas agitados. Entre los principales procesos desarrollados por diferentes investigadores y/o empresas para la digestión anaerobia seca pueden mencionarse los siguientes: • Proceso “KOMPOGAS”, desarrollado en Suiza para el tratamiento de residuos de frutas, agrícolas y vegetales. Consiste en una digestión anaerobia de alto contenido en sólidos que se realiza en condiciones termofílicas. El reactor es tipo cilíndrico y horizontal y está equipado con un dispositivo para la agitación mecánica. • Proceso “VALORGA”, desarrollado en Francia. Consta de una unidad de clasificación, una unidad de producción de metano y una unidad de refinado. El reactor anaerobio opera con altas 334

Cap.V. Validación del protocolo operando en un reactor a mayor escala

concentraciones de sólidos y en el rango mesofílico de temperatura. El mezclado en el reactor se provoca mediante recirculación del biogás comprimido. • Proceso “BIOCEL”, desarrollado en Holanda, es un sistema discontinuo para el tratamiento anaerobio conjunto de residuos sólidos urbanos (con un proceso de separación en la fuente de recogida) y residuos agrícolas. El proceso utiliza de alto contenido en sólidos (30%) siendo necesaria una mezcla de la alimentación fresca y de los sólidos digeridos en el ciclo discontinuo anterior; • Proceso “BIOWASTE”, desarrollado en Dinamarca, es un sistema de tratamiento anaerobio diseñado para digerir los residuos sólidos de naturaleza orgánica separados en origen junto con residuos agrícolas e industriales. Se utiliza un reactor anaerobio de tanque agitado (tipo “tanque agitado”) que opera en el rango termofílico de temperatura; • Proceso “Lecho lixiviado”: desarrollado en Inglaterra para la digestión anaerobia en dos etapas (acidogénica y metanogénica). En el primer digestor se fomenta un rápido bio-lixiviado a partir del material putrescible contenido en los residuos sólidos urbanos mediante una recirculación de este lixiviado a través del material sólido. El proceso alcanza una elevada velocidad de carga orgánica con residuos que presentan bajas relaciones C/N. Se desarrolla en fase semi-líquida y en el rango mesofílico de temperaturas. • Proceso “DRANCO”, desarrollado en Bélgica para la conversión de la fracción orgánica de los residuos sólidos urbanos en energía (metano) y en un producto denominado HUMOTEX (tipo “humus”). Utiliza un reactor vertical tubular (tipo “flujo pistón”) sin agitación mecánica con altas concentraciones de sólidos y recirculación del efluente líquido, operando en mesofílico. • Proceso “BTA”, desarrollado en Alemania, está especialmente dirigido al tratamiento de la FORSU e incluye cuatro etapas: (1) pretratamiento mecánico, térmico y químico del residuo inicial; (2) separación de los sólidos disueltos y sin disolver; (3) hidrólisis para la fracción no disuelta y posterior metanización de los materiales disueltos, en condiciones de bajo contenido en sólidos y temperatura mesofílica; (4) deshidratación de los lodos generados para obtener un material que puede utilizarse como mejorador del suelo tipo “compost” (35%ST). • Proceso “Bülher” consiste en una digestión anaerobia seca en el que la alimentación es tamizada inicialmente y la inoculación del residuo se consigue mediante recirculación del material descompuesto, favoreciendo la estabilidad del sistema frente a la acidificación. El sistema opera en continuo y se procede a un mezclado mecánico del material.

335

Conclusiones

• Proceso “3A”, desarrollado en Alemania, es un proceso combinado de compostaje y fermentación anaerobia. Las principales particularidades del mismo son que ambas etapas se producen en la misma unidad (no es necesaria la separación espacial). En primer lugar se somete la alimentación a condiciones aerobias y, posteriormente, a las condiciones anaerobias de operación. Este último aspecto presenta como principales ventajas que el material se precalienta en la etapa aerobia, se fomenta la descomposición del material fácilmente fermentable que daría lugar a la acidificación del proceso y se consigue una esterilización del material. La inoculación del material se consigue debido a que el sistema opera como un lecho fijo que se percola en contracorriente con el agua de proceso.

• Proceso “SEBAC”, consiste en una digestión y compostaje anaerobios en discontinuo y en etapas. En la primera etapa la alimentación se inocula mediante recirculación del lixiviado de otra unidad. Un primer reactor opera en condiciones acidogénicas, para que los ácidos formados sean transformados en metano en la siguiente unidad. Los fundamentos de este proceso están detallados en el apartado de Antecedentes del Capitulo III. 2.1.3. Planta de Reciclaje y Compostaje “Las Calandrias” La Planta de Reciclaje y Compostaje “Las Calandrias” y el vertedero de apoyo se encuentran ubicados en el término municipal de Jerez de la Frontera (Cádiz), al sur de la población de Jerez en el área denominada como “Finca Bolaños”. A grandes rasgos, sus límites geográficos son la carretera de El Portal al norte, el cerro de la Las Calandrias al sur, los cortijos de Barjas y Bolaños al este, y la vega del Río Guadalete al oeste.

La instalación, según el Plan Director de Residuos de la Provincia de Cádiz, acoge la basura generada en los veinticinco municipios pertenecientes a la Costa Noroeste, Jerez y Sierra (Ayuntamiento de Jerez de la Frontera). Los RSU se recogen en cada uno de los municipios y son transportados hasta la correspondiente planta de Transferencia. En total son 4 plantas de transferencias situadas en distintos municipios (Bornos, Ubrique, Olvera, Sanlucar de Barrameda). Los RSU procedentes de Jerez de la Frontera y Puerto de Santa Maria acceden directamente a la planta de tratamiento.

Los objetivos de la Gestión de residuos con la construcción de esta planta de tratamiento han sido los siguientes: (1) aprovechar los elementos reciclables y/o reutilizables contenidos en los residuos sólidos urbanos para preservar la materia prima poco abundante y de alto valor económico; (2) minimizar los efectos contaminantes en agua, aire y suelo resultantes del vertido o tratamiento en condiciones poco adecuadas; (3) solucionar el problema de los residuos urbanos según la Ley que les compete; (4) generar una infraestructura industrial que ayude a paliar la demanda de puestos de trabajo en la zona. 336

Cap.V. Validación del protocolo operando en un reactor a mayor escala

Las dimensiones de la planta “Las Calandrias” se estimaron partiendo de los datos de producción anual de residuos del año 1996, composición de los mismos y previsiones futuras. La fracción orgánica tras el tratamiento y cribado primario supone un rechazo del 44,7% a partir del RSU bruto, mientras que en la recuperación de los subproductos inorgánicos se obtiene un rechazo del 37,7% del RSU inicial.

Líneas de Tratamiento: El único dato fiable de la producción de RSU en la provincia de Cádiz es del año 1996 con una producción superior a 219.865 t/año. Para dimensionar la planta de tratamiento de RSU se consideró un aumento del 20% sobre la producción de RSU del año 1996, obteniendo un valor total de 263.838 t/año. Considerando que la planta funciona en turnos de 6 horas cada día, la capacidad de tratamiento de la planta es de 73,28 t/día. La Planta de tratamiento de RSU “Las Calandrias” ha sido diseñada para funcionar con dos líneas de tratamiento de RSU bruto, cada una con una capacidad de tratamiento de 40 t/día. El proceso de tratamiento para la Línea de RSU bruto sigue los siguientes pasos (Figura V.3):

7 Pesado de vehículos: los vehículos de recogida municipal son pesados y descargan los RSU en los fosos de recepción. El foso de recepción ha sido diseñado para una capacidad máxima de almacenamiento de 2 días, para evitar que la materia orgánica comience a fermentar.

7 Triaje primario: el RSU es transportado desde la zona de recepción hasta la zona de alimentación por medio de dos puentes guías. El triaje primario consiste en la separación de los residuos voluminosos del resto para no dañar los equipos. Seguidamente los residuos entran en una criba de separación denominada tromel, tipo horizontal y giratoria. El tromel selecciona los materiales por tamaño mediante malla de 90 mm. Posee elementos cortantes para romper las bolsas plásticas, produciendo una separación eficaz de la fracción orgánica e inorgánica.

7 Separación férrica: tras la separación de la fracción orgánica, la corriente es encaminada mediante cintas transportadoras a la separación del hierro (cintas magnéticas) y posteriormente pasa al patio de fermentación.

7 Etapa final de fermentación-maduración: la materia orgánica será reconducida a una era de fermentación en la que permanecerá cuatro semanas transformándose en abono. Posteriormente éste pasará, en primera instancia, a una era de maduración, fase ésta que se puede prolongar durante varios meses antes de la venta del producto. Tras la fase de maduración el compost pasa por un triaje secundario, mediante una criba (tromel de 30 mm) del producto final de salida.

7 Etapa de selección de envases: los residuos inorgánicos separados del residuo orgánico tras pasar por el tromel de 90 mm, son encaminados a un triaje secundario mediante cintas transportadoras en donde se recuperan manualmente y/o mecánicamente los productos comercializables (reciclados de papel-cartón, vidrio, plástico, aluminio). 337

Conclusiones

a)

b)

c)

d)

e)

f)

g)

h)

Figura V.3.

Planta “Las Calandrias”: (a) foso de recepción del RSU; (b) era de clasificación; (c) triaje por medio de un tromel de 90 mm; (d) selección de envases manual; (e) y (f) residuo en fase de fermentación; (g) y (h) cinta de envases para la compactación. 338

Cap.V. Validación del protocolo operando en un reactor a mayor escala

3. MATERIAL Y MÉTODOS

3.1. Metodología y planificación de trabajo El objetivo global de esta etapa del trabajo es validar el protocolo de arranque y estabilización del proceso de metanización establecido en el capítulo anterior, operando con dos reactores discontinuos de mayor capacidad (5,0 L y 300,0 L) en el tratamiento anaerobio termofílico de residuos sólidos urbanos de distintos orígenes.

Los ensayos experimentales se diseñan para el tratamiento de dos tipos de residuos sólidos urbanos: a) residuo orgánico fresco (ROF) y b) fracción orgánica de residuos sólidos urbanos, FORSU.

El ROF procede del restaurante del CASEM de la Universidad de Cádiz y fue previamente secado y triturado de acuerdo con los pretratamientos de acondicionamiento previamente descritos en el apartado de Material y Métodos del Capítulo II. La FORSU procede de la procede de la Planta de Reciclaje y Compostaje “Las Calandrias”, más concretamente del tromel de 30 mm. La FORSU fue triturada para su utilización como alimento del reactor de 5 L mientras que para el reactor de 300 L fue utilizada sin triturar.

En este capítulo se propone la siguiente etapa experimental: ¤ ETAPA 1: Ensayo del procedimiento de arranque y estabilización del proceso de digestión anaerobia termofílica seca de reactores discontinuos de tanque agitado (capacidad total de 5,0 L a escala de laboratorio y capacidad total de 300 L a escala de planta piloto) para el tratamiento de la fracción orgánica de residuos sólidos urbanos (ROF, FORSU_T y FORSU).

3.2. Equipos utilizados para la biodegradación de los residuos sólidos urbanos

Para realizar los ensayos de biodegradación anaerobia termofílica de RSU en condiciones secas se utilizaron dos reactores discontinuos, a escala laboratorio y planta piloto, que permiten estudiar la evolución de las fases de arranque y estabilización del proceso de biometanización.

339

Conclusiones

A- Reactor tanque agitado de 5,0 L (escala de laboratorio) En la Figura V.4 se muestra el reactor discontinuo (5,0 L) y un esquema representativo del mismo. Bolsa TEDLAR

Controlador de pH

baño

agitador

Bolsa TEDLAR

biogás

ácido

base controlador de pH y temperatura

entrada alimentación sonda de pH sonda de temperatura

sistema de calefacción

baño recirculación salida efluente

Figura V.4. Reactor tipo tanque agitado discontinuo (5,0 L) a escala de laboratorio y esquema representativo. 340

Cap.V. Validación del protocolo operando en un reactor a mayor escala

El equipo consta de un reactor agitado calefactado mediante la recirculación de agua a través de una camisa termostatizada. Se utiliza un baño modelo PRECISTERM 6000142/6000389 SELECTA S.A. con capacidad para 5 litros de agua. El sistema posee, además, un sistema de controlador de pH con depósitos de hidróxido de sodio (SOSA 5N) y ácido acético y un sistema de recogida de biogás (mediante bolsas TEDLAR).

El reactor consiste de un vaso de acero inoxidable con una capacidad total de 5,0 L, dotado de los siguientes componentes:

a Sistema de Cierre: el reactor posee cuatro cierres de rosca en acero que permiten la estanqueidad del mismo.

a Sistema de Agitación: está compuesto por un motor de agitación modelo IKA EUROSTART Power Control P4 que permite la homogenización del residuo a una velocidad de 14-530 rpm. Posee una pala de acero inoxidable con rascadores de PTFE.

a Sistema de aberturas: la tapa es de acero inoxidable de 200 mm de diámetro, con 7 aberturas (salida del biogás, sonda de pH, sonda de temperatura, dos entradas para corrección de pH (ácido/base), entrada de la alimentación, y sistema agitación); la parte inferior del reactor está dotada de una llave de descarga de 20 mm de paso de luz, utilizada para la toma de muestra. B- Reactor tanque agitado de 300,0 L (escala planta piloto)

El reactor fue diseñado por el grupo de investigación y permite realizar ensayos de digestión anaerobia en cualquier rango de temperatura y puede funcionar en continuo, semicontinuo o en discontinuo. El reactor consiste en un vaso de acero inoxidable con una capacidad total de 300 L y una capacidad útil de 180 L (radio 0,28 m; altura 1,2m) (Figura VI.5).

El sistema posee, además, un panel eléctrico de control, sistemas de control de temperatura y un sistema de medición de biogás (controlador del volumen):

341

Conclusiones

termómetro biogás

motor de agitación

biogás trampa

entrada de alimentación

Contador de biogás válvula

termómetro

válvula depósito de agua

salida de efluente

bomba de recirculación

Figura V.5. Reactor discontinuo de escala de planta piloto. 342

Cap.V. Validación del protocolo operando en un reactor a mayor escala

a Sistema de Agitación: está compuesto por un motor de agitación SIEMENS. Posee diversas aspas

de acero inoxidable dispuestas en horizontal y ligeramente inclinadas, en los dos sentidos del eje. Las aspas del eje de agitación están soldadas a diferentes alturas para evitar la existencia de zonas muertas en el reactor y su configuración inclinada disminuye el rozamiento. a Sistema de aberturas: la tapa superior del reactor es de acero inoxidable de 300 mm de diámetro.

Incorpora una salida para el biogás y una abertura con cierre roscado por donde se puede tomar muestra del interior del reactor, introducir correctores de pH (ácido/base), o introducir la alimentación; la parte inferior del reactor contiene una llave de descarga tipo paso de luz, utilizada para vaciar el contenido del reactor. En la parte lateral del reactor existen tres válvulas tipo paso de luz, utilizadas para la toma de muestras en 3 zonas distintas del digestor (Figura V.6). a Sistema de control de temperatura: el reactor posee dos termómetros: un termómetro analógico

tipo termopar instalado en la válvula de abertura situada en la parte lateral del reactor (en contacto con el residuo) y un segundo termómetro digital instalado en la tapa superior del reactor (en contacto con el aire). a Sistema de control y seguridad: en el panel eléctrico hay indicadores de temperatura y alarma de

control, además de una válvula de seguridad. En el reactor se identifican dos líneas principales:

> Línea de Agua: incluye una electro-bomba centrífuga modelo EBARA PUMPS EUROPE S.A. (presión 8 bares), empleada para elevar y distribuir el agua del baño sobre la camisa termostatizada del reactor. El baño es un depósito modelo SCHUTZ WEAKE GMBH & CO que ha sido cubierto con una espuma de poliuretano para evitar perdidas de calor. Entre la bomba centrifuga y el reactor fueron instaladas tres electro válvulas de la Marca PARKER Hannifin S.A. que realizan el control de la distribución del agua por el sistema.

> Línea de Biogás: el reactor posee una salida de biogás en la tapa superior. Entre el contador de biogás y la salida existe una trampa y un dispositivo de toma de muestra de vidrio. Para medir el volumen de biogás se conecta la salida de biogás del reactor a la entrada del contador y la lectura se produce de forma continuada. El contador de gas es de la marca Milli, modelo PMMA/PC. La lectura se realiza mediante un sensor magnético que funciona con la presión que ejerce el gas.

343

Conclusiones

(b)

(a)

Figura V.6. Detalle del reactor: (a) abertura superior para la toma de muestra; (b) pala de agitación.

3.3. Selección y caracterización de los residuos

Los residuos orgánicos y la fuente de inóculo seleccionados fueron los siguientes (Figura V.7):

¸ Residuo orgánico fresco (ROF): residuo sólido urbano seleccionado en origen. Procede del restaurante de la Facultad de Ciencias del Mar y Ambientales (CASEM) de la Universidad de Cádiz. El pretratamiento del mismo consistió en el secado y reducción del tamaño de partícula (0,1-0,5 cm) (Capítulo I., apartado 4.1. del Material y Métodos).

¸ Residuo sólido urbano (FORSU): fracción orgánica del residuo sólido urbano seleccionado en origen, más concretamente de la salida del tromel (30 mm) de reciclaje. Proviene de la Planta de Tratamiento “Las Calandrias” ubicada en Jerez de la Frontera (Cádiz). Una fracción de esta FORSU ha sido triturada (FORSU_T) por su utilización en los ensayos de laboratorio. La FORSU sin triturar ha sido utilizada en los ensayos a escala de planta piloto.

¸ LODO: proveniente de la línea de recirculación de los digestores anaerobios mesofílicos (LODO) de la EDAR “Guadalete” ubicada en Jerez de la Frontera (Cádiz).

344

Cap.V. Validación del protocolo operando en un reactor a mayor escala

Los ensayos se realizaron de acuerdo con las condiciones óptimas de operación determinadas en el protocolo de arranque, en el apartado 4.1.4 del Resultado y Discusión del Capítulo IV.

Así, previamente al sellado de los reactores, se añadió agua destilada en cantidades adecuadas hasta que los residuos orgánicos alcanzaron un porcentaje en sólidos totales del 20%. A continuación se adicionó inóculo en cantidad adecuada para alcanzar un porcentaje del 30%.

(a)

(b)

(c)

Figura V.7. Residuos orgánicos utilizados en el ensayo antes del sellado del reactor: (a) residuo de restaurante (ROF); (b) fracción orgánica de residuo urbano triturada (FORSU_T); (c) fracción orgánica de residuo urbano sin triturar (FORSU).

3.4. Técnicas analíticas Las determinaciones analíticas para el control de los reactores se han realizado según se detalla en el apartado de Material y Métodos del Capitulo II.

Los parámetros analizados a las muestras del residuo fueron: sólidos totales (ST), sólidos volátiles (SV), sólidos fijos totales (SFT), sólidos totales en suspensión (STS), sólidos volátiles en suspensión (SVS), sólidos fijos volátiles (SFV), sólidos totales disueltos (STD), sólidos volátiles disueltos (SVD), sólidos fijos disueltos (SFD), pH, alcalinidad, N_amoniacal, demanda química de oxígeno (DQO), carbono orgánico disuelto (COD) y acidez total (ácidos grasos volátiles).

345

Conclusiones

Para la determinación de la composición y caracterización físico-química de los residuos e inóculos se analizaron los mismos parámetros mencionados y algunos adicionales tales como densidad, materia orgánica, humedad, N-total y P-total.

Para determinar el volumen y composición del biogás fue necesario su recogida en bolsas plásticas de muestreo tipo TEDLAR”.

Diariamente se analizó el biogás (composición y volumen) y cada 3 días se procedió a la toma de muestra del residuo sólido para el seguimiento y control del pH y para realizar los análisis físicoquímicos más significativos del proceso.

La composición del biogás fue determinada por lectura en un cromatógrafo de gases SHIMADZU GC-14 B, conectado a un PC para la recogida e integración de datos. La determinación del volumen de biogás, para los ensayos a escala de laboratorio se realizó por lectura directa del volumen de la bolsa Tedlar sobre un medidor de flujo de gases por tambor húmedo modelo -RITTER TM Serie TG; mientras que para los ensayos a escala de planta piloto se utilizó un contador de gas, modelo PMMA/PC, por lectura directa con un sensor magnético.

346

Cap.V. Validación del protocolo operando en un reactor a mayor escala

4. RESULTADOS Y DISCUSIÓN

4.1. Validación del protocolo de arranque y estabilización de reactores anaerobios termofílicos de tanque agitado a mayor escala. Este ensayo se diseña para validar el protocolo de arranque del proceso de digestión anaerobia termofílica seca así como para evaluar el comportamiento de 3 tipos de residuos orgánicos (ROF, FORSU_T y FORSU) durante las etapas de puesta en marcha y estabilización del proceso de biometanización utilizando dos tipos de reactores: 5,0 L y 300,0 L.

Detalles de la composición y características físico-químicas de los residuos se muestran en el apartado de Resultados y Discusión del Capítulo II.

El reactor de 5,0 L presenta un volumen útil de 3,0 L. La planta piloto de 300,0 L presenta un volumen útil de 180,0 L. Se aceptan las siguientes densidades: ROF - 500 kg/m3, FORSU_T - 750 3 3 kg/m y FORSU - 361 kg/m . La fuente de inóculo seleccionada es LODO mesofílico análogo al utilizado en los ensayos anteriores y equivalente en los tres sistemas.

En base a estos datos, e imponiendo un 20% de ST y 30% de inoculación en cada ensayo, se presenta una descripción de cada uno de los sistemas estudiados: reactor 5,0 L (ROF): 325,0 g de ROF + 0,182 L de agua y 0,78 L de LODO. reactor 5,0 L (FORSU_T): 487,5 g de FORSU_T + 0,182 L de agua y 0,78 L de LODO. reactor 300,0 L (FORSU): 36,0 L de FORSU (13,0 kg) + 101 L de agua y 43,0 L de LODO.

A

B

C

Figura V.8. Ilustración de la mezcla inicial: (a) ROF, (b) FORSU_T, (c) FORSU, de los reactores en el tratamiento anaerobio seco (20% de ST y 30% INÓCULO). 347

Conclusiones

En la Tabla V.2 se detallan las características físico-químicas de los residuos iniciales de cada reactor.

Tabla V.2. Caracterización físico-química de la mezcla inicial en los reactores ROF, FORSU_T y FORSU. Valores iniciales Parámetros Analíticos

ROF

FORSU_T

FORSU

1080,0 80,6 78,9 21,1 211,0 170,0 41,0

1100,0 66,6 78,4 21,6 216,4 144,0 72,4

1100,0 50,5 80,8 19,2 194,0 98,0 96,0

STS (g/L) SVS (g/L) SFS (g/L) pH

9,8 9,5 0,3 6,2

4,6 4,0 0,6 7,4

70,0 58,0 12,0 7,1

Alcalinidad (g/L) Acidez Total (g/L) N-NH4 (g/L) N-total (g/kg) COD (g/L) DQO (g/L) P-total (g/kg TS) P-total (%) P (P205)(g/kg ST) Carbono (%) (Materia orgánica) C:N (Materia orgánica)

0,22 0,32 1,78 24,0 63,6 65,6 1,15 0,12 0,05 46,7 19,5

1,50 0,25 1,42 33,6 54,5 77,5 0,83 0,08 0,03 38,6 11,5

0,35 0,60 3,14 29,0 50,8 54,3 1,40 0,14 0,06 29,3 10,1

Densidad (kg/m3) Materia Orgánica (%) Humedad (%) Sólidos (%) ST (g/kg) SV (g/kg) SFT (g/kg)

El residuo orgánico procedente del restaurante universitario se caracteriza por un alto porcentaje de materia orgánica. Así, la mezcla inicial residuo/inóculo del reactor ROF presenta un alto porcentaje de sólidos volátiles (80,6%) frente al porcentaje de sólidos totales.

El reactor con FORSU procedente de la Planta de Reciclaje y Compostaje “Las Calandrias” contiene un porcentaje de materia orgánica próximo al 65,0% y 15% de papel cartón así como un 20% de otros residuos. Además, se caracteriza por un porcentaje de materia orgánica del 52,9%, superior a la media según los datos publicados por el PNRU, que estima un 40-45% de fracción orgánica en los residuos urbanos en España.

348

Cap.V. Validación del protocolo operando en un reactor a mayor escala

Bajo estas circunstancias, la mezcla inicial residuo/inóculo del reactor FORSU_T presenta un porcentaje de sólidos volátiles de 66,6% con respecto al sólidos totales. Finalmente, la mezcla inicial residuo/inoculo de la planta piloto se caracteriza por una densidad media de 1150 kg/m3 y un porcentaje de materia orgánica de 50,5%. Así, la concentración de sólidos volátiles es de 98,0 g/kg, frente a una concentración de sólidos totales de 194,0 g/kg.

El LODO es un residuo líquido con un alto porcentaje de humedad (98,7% agua) y baja cantidad de ST (13,0%), según se detalla en el apartado Resultado y Discusión del Capítulo II.

En la Tabla V.3 se presentan las evoluciones temporales de los principales parámetros de control y funcionamiento de los reactores ROF, FORSU_T y FORSU.

Tabla V.3. (a) Evolución de los principales parámetros de operación del reactor ROF (5,0 L). Reactor ROF día

0 2 5 8 11 14 18 22 26 29 32 35 38 41 43 50 55 60

ST

SV

DQO

COD

Alcalinidad

(g/kg)

Hidróxido de sodio (mL)

(g/kg)

(g/L)

(g/L)

(mg/L)

211,0 210,0 209,5 206,1 206,1 204,0 200,5 196,0 190,0 188,0 180,0 176,0 173,0 165,0 160,0 158,0 155,0 150,0

170,0 163,7 160,4 154,0 152,0 148,0 146,0 144,0 142,0 140,0 139,0 138,0 136,0 132,0 130,0 129,0 128,0 125,0

10 10 10 10 5 0 5 0 5 0 0 0 0 0 0 0 0 0

65,6 60,2 64,7 65,2 64,2 63,4 59,0 58,3 57,5 62,7 61,2 59,8 54,6 54,5 54,0 49,6 47,5 46,0

63,6 72,4 72,6 69,7 72,0 71,7 70,2 68,8 58,1 53,8 55,8 50,5 47,4 45,0 44,5 44,3 43,6 44,3

221,4 522,0 870,0 1600,2 1698,0 1895,0 1757,4 1654,0 1335,0 1424,0 1508,0 1564,0 1620,0 1643,5 1667,0 1750,0 2000,0 2250,0

349

pH

Amonio (mg/L)

6,2 6,4 6,8 7,0 7,5 7,3 7,2 7,2 7,4 7,4 7,4 7,5 7,7 7,8 7,9 7,9 7,9 7,9

1788,0 1899,0 2054,0 2345,0 2400,0 2451,0 2455,0 2500,0 2397,0 2455,0 2500,0 2438,0 2489,0 2500,0 2500,0 2451,0 2546,0 2566,0

Conclusiones

Tabla V.3. (b) Evolución de los principales parámetros de operación del reactor FORSU_T (5,0 L). Reactor FORSU_T día

2 4 7 10 14 17 21 24 28 31 35 38 42 45 49 56 60

ST

SV

DQO

COD

Alcalinidad

(g/kg)

Hidróxido de sodio (mL)

(g/kg)

(g/L)

(g/L)

(mg/L)

216,4 200,0 188,7 185,2 180,0 181,0 180,0 169,0 163,0 158,0 152,0 144,0 132,0 128,0 122,0 105,0 95,0

144,0 137,6 135,8 120,0 118,4 112,0 104,0 97,6 96,0 94,4 76,8 75,2 70,4 67,2 64,0 63,2 64,0

10 10 5 5 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0

77,5 77,5 81,2 72,3 69,3 69,7 68,5 68,6 67,2 64,5 57,8 57,0 55,5 52,5 37,5 35,0 31,6

54,5 55,7 56,5 61,3 59,0 59,2 57,1 41,2 39,7 38,4 29,7 26,7 24,0 21,0 20,1 19,8 19,5

1500,0 2350,0 2440,0 2143,5 2220,0 2455,0 2578,5 2450,0 2218,5 2445,0 2667,0 2770,0 2984,0 3250,0 3525,5 3201,0 3150,0

pH

Amonio (mg/L)

7,4 8,5 8,4 8,4 7,9 7,9 8,1 8,1 8,1 8,1 8,1 8,1 8,2 8,2 8,4 8,5 8,5

1418,5 1484,6 1428,0 1491,8 1643,0 1848,0 2464,0 2800,0 3035,2 2950,0 2805,0 2770,0 2689,0 2856,0 2805,0 2770,0 2660,0

Tabla V.3. (c) Evolución de los principales parámetros de operación del reactor FORSU (300,0 L). Reactor FORSU día

2 4 7 10 14 17 21 24 28 31 35 38 42 45 49 56 60

ST

SV

DQO

COD

Alcalinidad

(g/kg)

Hidróxido de sodio (mL)

(g/kg)

(g/L)

(g/L)

(mg/L)

194,0 156,0 136,0 111,2 73,9 60,0 59,0 47,2 36,0 31,0 26,0 20,0 18,0 16,0 14,0 13,0 12,5

98,0 90,0 86,0 76,0 68,0 56,0 51,0 42,0 24,0 21,0 20,0 17,0 15,0 11,0 10,0 9,3 8,9

50 50 50 50 0 50 0 50 0 50 0 50 0 50 0 50 0

54,3 48,8 47,6 45,1 43,3 39,8 37,8 35,1 33,6 32,3 31,5 29,8 25,6 21,3 19,5 16,6 15,6

50,8 48,7 42,6 40,6 36,9 34,9 32,0 28,0 24,9 23,2 22,1 20,5 19,6 18,3 17,0 15,9 12,1

352,00 784,00 933,60 1116,00 1425,00 1349,00 1472,50 1680,00 1720,95 1837,50 1984,50 2026,50 2089,50 1837,50 1774,50 1690,50 1312,50

350

pH

Amonio (mg/L)

7,1 6,8 6,9 7,4 7,5 7,9 7,9 8,4 8,5 8,6 8,6 8,7 8,7 8,8 8,9 8,5 8,3

3136,0 3024,0 2813,4 2140,0 1984,0 1713,6 1780,8 1803,2 1825,6 1993,6 2016,0 2352,0 2576,0 2989,3 3145,0 2184,0 1904,0

Cap.V. Validación del protocolo operando en un reactor a mayor escala

En la Figura V.9 se presentan gráficamente las evoluciones temporales de los porcentajes de eliminación de sólidos volátiles (SV), demanda química de oxígeno (DQO) y carbono orgánico disuelto (COD) de los reactores ROF, FORSU_T y FORSU, tras 60 días de experimentación. 100

SV

ROF

COD

DQO

%eliminación

80 60 40 20 0 0

5

10

15

20

25 30 35 Tiempo (días)

40

45

50

55

60

10

15

20

25 30 35 Tiempo (días)

40

45

50

55

60

10

15

20

25 30 35 Tiempo (días)

40

45

50

55

60

FORSU_T

100

%eliminación

80 60 40 20 0 0

5

FORSU

100

%eliminación

80 60 40 20 0 0

Figura V.9.

5

Evolución temporal del porcentaje de eliminación de sólidos volátiles (SV), carbono orgánico disuelto (COD) y demanda química de oxígeno (DQO) en el tratamiento anaerobio seco (20% de ST y 30% INÓCULO) de los reactores ROF, FORSU_T y FORSU. 351

Conclusiones

Según se observa en la Figura, el reactor piloto que trata FORSU bruta es el que presenta una mayor eficacia de eliminación de materia orgánica expresada como SV, COD y DQO. Así, el valor final de eliminación de SV en el reactor FORSU alcanza el 89,5%, mientras que los reactores FORSU_T y ROF alcanzan 56,1% y 26,5%, respectivamente tras 60 días de operación. Esta evolución es análoga a la observada para los parámetros de DQO y COD.

En los reactores FORSU_T y ROF, la eficacia de eliminación de la materia orgánica (expresada como DQO y COD) se presenta más acusada a partir del día 30 de ensayo. Además, la naturaleza del residuo condiciona el grado de depuración. Así, para el ROF se obtiene en un 29,9% de eliminación de DQO mientras que la FORSU_T alcanza un 59,3%, a los 60 días de ensayo.

La FORSU en planta piloto presenta una rápida biodegradación (72,1% de DQO y 75,3% de COD) tras 60 días de experimentación. Estas cifras están cercanas a los valores de biodegradabilidad que presentan las FORSU procedentes de plantas de tratamiento, según la bibliografía (Ghosh et al., 2000).

En la Figura V.10 se presentan gráficamente las evoluciones de los principales parámetros de control y funcionamiento de reactor, pH alcalinidad y N-NH4. Cabe mencionar que el pH del medio ha sido ajustado a valores neutros mediante la adición de hidróxido de sodio 6N. Este control ha sido necesario en todos los reactores, para evitar la acidificación del medio. La neutralización permite elevar el pH al valor óptimo para el crecimiento de los microorganismos formadores de metano y, principalmente, para aumentar la capacidad tampón en la fase de arranque, ayudando a mantener la relación ácidos/alcalinidad (Iza, 1995).

-

reactor ROF (5,0L): según se observa en el reactor ROF, la etapa de arranque, que comprende las dos primeras semanas, está caracterizada por un aumento de los niveles de N-NH4 desde 1788 hasta 2400 mg/L y de la alcalinidad de 221,4 hasta 1698,0 mg/L, debido principalmente al control de pH con hidróxido de sodio (6N). Así, los datos presentados indican una fuerte actividad microbiológica en este período que se traduce en un gran incremento de la acidez en el medio, favorecido por la hidrólisis de los compuestos orgánicos.

352

Cap.V. Validación del protocolo operando en un reactor a mayor escala

10

ROF

FORSU_T

FORSU

9

pH

8 7 6 5 4 0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

55

60

Tiempo (días) 4000

N-NH 4 (mg/L)

3500 3000 2500 2000 1500 1000 500 0 0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

55

60

40

45

50

55

60

Tiempo (días)

4000 Alcalinidad (mg/L)

3500 3000 2500 2000 1500 1000 500 0 0

5

10

15

20

25

30

35

Tiempo (días)

Figura V.10. Evoluciones temporales de los valores de pH, N-NH4 (mg/L) y alcalinidad (mg/L) en el tratamiento anaerobio seco (20% de ST y 30% INÓCULO) de los reactores ROF, FORSU_T y FORSU.

353

Conclusiones

-

Reactor FORSU_T (5,0 L): en el reactor FORSU_T existe una relación definida entre los parámetros de pH, alcalinidad y presión parcial de CO2, ya que los valores de pH y alcalinidad condicionan al tercer parámetro, presión parcial de CO2. Así, en función de la alcalinidad del medio, la bajada de pH es más o menos rápida, lo que explica la evolución del pH en el reactor de FORSU_T, para el que el control del pH no ha sido necesario a partir del día 10 de ensayo, puesto que el reactor presenta altos niveles de alcalinidad (cercana a 2500 mg/L).

-

Reactor FORSU (300,0 L): En la planta piloto, operando con la FORSU, se obtuvieron resultados similares al caso anterior, trabajando a escala de laboratorio con la FORSU_T. Los valores de pH disminuyen en los primeros 4 días, siendo necesario controlarlo por adicción de hidróxido de sodio durante la primera semana del experimento (fase de arranque). Posteriormente se produce un aumento continuado y estable, del pH alcanzando un valor medio de 8,4. El ascenso del pH puede estar favorecido tanto por la formación del tampón carbonato/bicarbonato, al solubilizarse el dióxido de carbono formado, como por la liberación del amoníaco libre durante la degradación de las proteínas.

Al igual que el pH, las concentraciones de amonio disminuyen en las primeras semanas, para después ascender nuevamente, hasta valores cercanos a 3145,0 mgN-NH4/L, coincidiendo con el periodo donde los niveles de pH también aumentan.

En la bibliografía hay una gran dispersión de datos sobre las concentraciones inhibitorias del amonio. Hashimoto (1986), en reactores sin aclimatar, encontró signos de inhibición a una concentración de NNH4 de 2500 mgN-NH4/L, tanto en rango mesofílico como termofílico, aunque al trabajar con reactores adaptados previamente, la concentración inicial de inhibición fue de 4000 mgN-NH4/L en el rango termofílico.

Robbins et al. (1989) y Krylova et al. (1997) no observaron inhibición con valores máximos de 2800 mgN-NH4/L, al menos de manera permanente. No obstante, Flotats y colaboradores (1999) observaron el efecto inhibidor del amonio sobre la producción de gas a partir de una concentración de 2100 mgN-NH4/L en el rango termofílico. Angelidaki y Ahring (1993) concluyeron que, aunque es posible mantener un proceso estable con concentraciones de amonio por encima de 6000 mgN-NH4/L en el rango termofílico, a partir de esta concentración el volumen de gas producido se ve seriamente afectado, reducción del 50 al 90% en el biogás producido y entre el 80 y el 90% para el metano. Así, una concentración de amonio superior a los 7000-8000 mgN-NH4/L puede inhibir la hidrólisis de proteínas (Krylova et al., 1997). 354

Cap.V. Validación del protocolo operando en un reactor a mayor escala

Los resultados obtenidos en este estudio atestiguan que en el reactor no se ha producido acumulación de amonio o inhibición del proceso anaerobio, según se pone de manifiesto por los valores de los principales parámetros de control del proceso, incluidos los datos de alcalinidad y pH. En todos los reactores las concentraciones de amonio no han superado los 3500 mgN-NH4/L y los microorganismos han conseguido adaptarse a una concentración media aproximada de 2500 mgN-NH4/L, en el rango termofílico.

Con respecto a la alcalinidad, en todos los reactores se observan valores crecientes, con mayores incrementos en las fases de arranque y estabilización. Estos resultados se explican debido al aumento del bicarbonato amónico procedente de la combinación del NH3 y del CO2 producido en la fermentación ácida. Estos dos componentes, bicarbonato en solución y dióxido de carbono están directamente relacionados, y los cambios en la concentración de bicarbonato se ven reflejados en la composición del biogás (Hill y Jenkins, 1989). Según la bibliografía, los digestores anaerobios que funcionan adecuadamente presentan alcalinidades típicas entre 2000 a 4000 mgCaCO3/L. Según Fannin (1987) la alcalinidad al bicarbonato debe mantenerse por encima de 2500 mgCaCO3/L para asegurar la estabilidad del digestor. Los resultados obtenidos en este estudio muestran diferencias apreciables entre los distintos residuos digeridos. Así, el reactor con FORSU_T opera dentro del rango recomendado en la bibliografía desde el início del ensayo, sin embargo, el reactor con ROF y la planta piloto con FORSU, parten con valores iniciales mucho menores y alcanzan valores cercanos a 2000 mgCaCO3/L. La evolución conjunta de las diferentes variables (DQO, COD, SV, alcalinidad, pH, etc.) parece indicar que en el reactor ROF el proceso no arranca completamente y la evolución corresponde a un reactor en el que se producen la hidrólisis y acidogénesis, sin que se produzca completamente la estabilización correspondiente a la fase metanogénica acetoclástica. En el reactor FORSU_T, sin embargo, se oberva una diferenciación temporal espontánea de las diferentes etapas del proceso: etapa de arranque o hidrólisis (aumento de la COD, crecimiento de la alcalinidad y requerimiento de NaOH para mantener el pH), y etapa de estabilización (aumento de los porcentajes de eliminación de materia orgánica, y estabilización de la alcalinidad y del pH). Esta evolución contrasta con los datos de la degradación de la FORSU en los que no se observa, al menos tan claramente, esta separación de fases y el sistema opera de forma estable desde el principio.

En la Tabla V.4 se muestra la evolución de la acidez total, los ácidos orgánicos volátiles, así como la relación acidez/alcalinidad en los reactores ROF, FORSU_T y FORSU.

355

Conclusiones

Tabla V.4. (a) Evolución de la acidez total, los principales ácidos y la relación acidez/alcalinidad (a/a) en los reactores ROF y FORSU_T (5,0 L). ROF Ácidos volátiles

0 2 4 7 10 14 17 21 24 28 31 35 38 42 49 56 60

FORSU_T acidez total

C2

C3

C4

(mg/L)

238,0 833,0 1598,4 2190,0 2390,0 800,0 989,1 1400,0 1100,0 2199,0 1870,0 1145,0 1530,0 1380,0 1750,0 1975,0 980,0

12,8 18,8 130,8 252,0 296,0 118,7 168,0 132,0 263,9 297,6 302,0 227,6 253,2 386,4 206,6 425,2 306,4

32,0 47,0 327,0 630,0 740,0 296,7 420,0 330,0 659,7 744,0 755,0 569,0 633,0 966,0 1033,0 1063,0 766,0

324,0 1097,0 2708,0 3996,0 4174,6 1924,0 1357,5 2472,7 2282,1 3995,6 3822,5 2545,7 2989,0 3076,5 3989,0 4076,0 2570,0

Ácidos volátiles

Rel. (a/a)

1,5 2,1 3,1 2,5 2,5 1,0 0,8 1,5 1,7 2,8 2,5 1,6 1,8 1,9 2,4 2,3 1,3

acidez total

C2

C3

C4

(mg/L)

111,9 411,0 520,0 729,0 361,8 928,9 890,0 820,0 1390,5 1801,0 1890,0 1657,0 1508,6 1641,0 882,0 1184,0 1030,0

0,6 8,5 16,4 109,4 202,5 120,5 123,1 171,4 223,3 275,9 285,2 585,9 337,3 408,3 303,8 110,4 58,9

2,1 27,5 53,0 353,0 653,4 388,8 397,0 553,0 720,4 890,0 920,0 1890,0 1088,0 1317,0 980,0 356,0 190,0

250,0 629,6 767,4 1710,4 1642,7 1912,6 1697,4 1781,8 2856,0 3406,4 3670,0 5240,0 3296,6 3861,0 2633,0 1988,0 1750,0

356

Rel. (a/a)

0,2 0,3 0,3 0,8 0,7 0,8 0,7 0,7 1,3 1,4 1,4 1,9 1,1 1,2 0,7 0,6 0,6

Cap.V. Validación del protocolo operando en un reactor a mayor escala

Tabla V.4. (b) Evolución de la acidez total, los principales ácidos y la relación acidez/alcalinidad en la planta piloto con FORSU. PLANTA PILOTO - FORSU Ácidos grasos volátiles

0 2 4 7 10 14 17 21 24 28 31 35 38 42 49 56 60

acidez total

C2

C3

iC4

C4

iC5

C5

iC6

C6

C7

(mg/L)

535,5 2723,0 2800,0 4769,7 3870,0 2080,0 1300,0 802,1 501,0 186,0 807,0 1025,0 1402,0 952,0 450,0 362,0 304,0

2,4 360,1 480,2 120,6 298,0 310,9 125,8 83,8 41,9 39,4 111,5 130,0 145,0 123,0 79,0 53,0 21,0

5,0 76,1 29,2 54,3 69,0 46,6 36,2 24,2 12,1 3,0 5,4 0,0 9,5 18,8 25,5 17,0 5,5

25,0 302,0 240,1 1880,0 1900,0 1562,5 500,0 223,0 111,5 86,0 55,0 75,0 850,0 450,0 270,0 110,0 56,0

4,7 7,0 18,5 46,4 62,0 80,7 3,8 2,5 1,3 3,5 0,0 0,0 5,6 9,5 11,0 8,5 7,3

0,8 14,7 2,9 7,2 8,8 0,9 0,0 0,0 0,0 0,0 3,6 4,3 6,5 0,0 0,0 0,0 0,0

0,0 0,0 0,9 2,1 0,0 4,1 0,8 0,6 0,3 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0

3,8 57,9 0,8 1,9 79,0 59,0 5,2 3,5 1,7 17,4 3,7 2,0 3,5 0,0 0,0 0,0 0,0

4,8 7,2 27,9 51,9 60,0 8,0 1,5 1,0 0,5 0,0 7,9 9,2 18,0 22,0 34,0 8,0 4,0

609,6 3886,3 3887,1 7966,7 7528,5 5101,4 2263,1 1282,3 741,1 404,6 1063,5 1326,4 2907,8 1855,1 1073,2 645,4 441,2

Rel. (a/a)

1,7 5,0 4,2 7,1 5,3 3,8 1,5 0,8 0,4 0,2 0,5 0,7 1,4 1,0 0,6 0,4 0,3

En la Figura V.11 se observan las evoluciones de los ácidos grasos volátiles (acético y butírico) y la acidez total en los reactores.

357

mg/L

Conclusiones

ROF

8000 7000 6000 5000 4000 3000 2000 1000 0

mg/L

0

5

Acidez Total

Acético

Butírico

10

15

20

25 30 35 Tiempo (días)

40

45

50

55

60

10

15

20

25 30 35 Tiempo (días)

40

45

50

55

60

55

60

FORSU_T

8000 7000 6000 5000 4000 3000 2000 1000 0 0

5 FORSU

10000

mg/L

8000 6000 4000 2000 0 0

Figura V.11.

5

10

15

20

25 30 35 Tiempo (días)

40

45

50

Evoluciones temporales de acidez total, acético y butírico, en el tratamiento anaerobio seco (20% de ST y 30% INÓCULO) del ROF, FORSU_T y FORSU.

358

Cap.V. Validación del protocolo operando en un reactor a mayor escala

Las concentraciones de ácidos máximas alcanzadas se caracterizan, en general, por ser elevadas como es habitual en los sistemas anaerobios termofílicos. Sin embargo la evolución observada de la acidez volátil es muy diferente para los tres reactores considerados.

En el reactor con FORSU se produce un rápido aumento de la acidez, que alcanza valores del orden de 4000 mg/L en los primeros 15 días de operación. A continuación se detectan varios ciclos en los que la acidez desciende ligeramente y vuelve a subir para estabilizarse finalmente en el entorno de los 4000 mg/L. Por otra parte, los valores de la ratio acidez/alcalinidad para este reactor (tabla V.4 a) indican que el sistema no opera nunca en condiciones estables, ya que la relación se sitúa durante todo el ensayo en el intervalo 1,0-3,0. Estos datos corroboran lo indicado anteriormente y demuestran que en el sistema no se produce una eliminación adecuada de los ácidos formados y, en consecuencia, no se alcanza la estabilización metanogénica acetoclástica.

En el reactor con FORSU triturada (FORSU_T) la acidez volátil aumenta progresivamente hasta el día 38 de ensayo en el que se superan los 5000 mg/L, si bien los incrementos más acusados se detectan a partir del día 25 de operación. Sin embargo, en este caso, posteriormente se produce una utilización de los ácidos grasos y la concentración disminuye continuamente hasta situarse en unos 1800 mg/L al final del ensayo. La ratio acidez/alcalinidad se sitúa por encima de 1,0 únicamente durante el período de mayor producción de ácidos (25 a 38 días) y, al final del ensayo, el valor resultante se ha estabilizado en el entorno de 0,6.

Finalmente, los datos de la planta piloto, operando con FORSU, tienen una evolución completamente diferente. Se observa que durante la primera quincena se produce un brusco ascenso de la acidez volátil, que alcanza los 7000 mg/L, y rápidamente se produce una utilización de estos ácidos que descienden progresivamente hasta situarse sobre los 300 mg/L a los 28 días de operación. A partir de este momento y hasta el día 42 vuelve a producirse un ligero ascenso de los ácidos (que se sitúan en 2400 mg/L) que debe estar provocado por la utilización de alguna fracción de materia orgánica más resistente a la biodegradación. Estos ácidos vuelven a ser metabolizados y, al final del ensayo, la acidez se sitúa en 400 mg/L. La ratio acidez/alcalinidad sufre un gran incremento en los primeros 7 días (alcanzando valores superiores a 6,0) aunque, a partir de este momento, disminuye rápidamente, estabilizándose finalmente en 0,3. Estos datos muestran que, a diferencia de lo observado en la evolución de los porcentajes de eliminación de materia orgánica, también en el caso de la FORSU se produce una separación de la fase de arranque (con predominio de la hidrólisis y acidogénesis) y la fase de estabilización (con predominio de la acetogénesis y la metanogénesis acetoclástica).

359

Conclusiones

Es importante señalar que en todos los casos, los aumentos de la acidez volátil han estado relacionados con el ácido acético y el ácido butírico, fundamentalmente. Así, no se han observado concentraciones elevadas de propiónico ni acumulaciones de ácidos de cadena más larga..

Según Ahring et al. (1995), en procesos de digestión anaerobia son necesarias concentraciones de acético muy altas, por encima de 4000 mgAcH/L o más, para que lleguen a afectar a la producción de metano (Stafford, 1982). No obstante, estas concentraciones pueden ser toleradas por las archaeas metanogénicas siempre que el pH sea superior a 7 (McCarty y Mosey, 1991).

Así, el acético y el butírico son los ácidos que ejercen una menor inhibición en la metanogénesis. En cambio, 1000 mgAcH/L de ácido propiónico son suficientes para inhibir el proceso (Hobson y Shaw, 1976). En este estudio los niveles de ácido propiónico no han sobrepasado los 500 mgpropiónico/L. Los volúmenes producidos y la composición del biogás correspondiente a cada reactor se recogen en la Tabla V.5, y las evoluciones tanto del biogás como metano producido, así como sus valores acumulados, se muestran en la Figura V.12.

Debido a problemas operativos la determinación del volumen de biogás generado en la planta piloto no pudo contabilizarse hasta el día 22 de operación, y requirió la sustitución del contador de gas inicialmente instalado por otro modelo (modelo PMMA/PC, por lectura directa con un sensor magnético).

360

Cap.V. Validación del protocolo operando en un reactor a mayor escala

Tabla V.5. Volumen y composición del biogás, exento de aire, de los reactores ROF, FORSU_T y FORSU. ROF día

1 2 3 5 6 7 8 9 12 14 15 16 19 20 21 22 23 26 27 28 29 30 31 33 34 35 36 37 38 39 44 45 46 49 50 51 52 54 56 58 60

FORSU_T

Composición (%)

Biogás

Composición (%)

FORSU Biogás

Composición (%)

Biogás

H2

CH4

CO2

(L)

H2

CH4

CO2

(L)

H2

CH4

CO2

(L)

7,0 19,0 17,0 18,0 19,0 20,0 19,0 15,0 5,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0

0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 3,0 4,0 6,0 7,0 5,0 8,0 9,0 5,0 10,0 12,0 14,0 30,2 31,3 32,0 28,0 29,0 26,0 29,0 30,0 31,0 32,0 33,0 39,0 45,0 55,0 60,9 63,2 63,5 64,0 65,7 70,5 73,1 71,9 72,5 73,2 74,8

93,0 81,0 83,0 82,0 81,0 77,0 77,0 79,0 88,0 95,0 92,0 91,0 95,0 90,0 88,0 86,0 69,8 68,7 68,0 72,0 71,0 74,0 71,0 70,0 69,0 68,0 67,0 61,0 55,0 45,0 39,1 36,8 36,5 36,0 34,3 29,5 26,9 28,1 27,5 26,8 25,2

2,00 2,00 4,00 8,26 7,50 8,20 6,50 6,00 6,30 9,30 5,00 4,00 3,00 2,50 2,00 2,00 1,95 1,60 1,45 1,45 1,82 1,82 1,68 1,68 1,90 2,00 1,82 1,82 1,70 1,87 1,57 1,13 1,80 1,80 1,75 1,80 1,97 1,87 1,77 1,68 1,68

3,0 8,7 0,0 0,0 0,0 0,5 0,0 0,0 0,1 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0

1,1 5,1 11,1 59,1 9,7 10,4 40,3 39,0 39,0 51,0 53,0 39,5 44,1 48,5 52,3 42,3 40,9 48,0 45,6 58,6 72,0 64,2 50,9 60,4 60,0 60,0 63,2 53,0 50,5 50,3 45,0 30,0 34,0 30,0 20,4 19,9 19,9 9,0 1,9 2,9 3,9

95,9 86,2 88,9 40,9 90,3 89,1 59,7 61,0 60,9 49,0 47,0 60,5 55,9 51,5 47,7 57,7 59,1 52,0 54,4 41,4 28,0 35,8 49,1 39,6 40,0 40,0 36,8 57,0 59,4 59,8 69,0 65,5 73,0 77,4 79,6 80,1 80,1 91,0 98,1 97,1 96,1

1,87 3,73 3,35 3,20 3,86 3,86 2,32 2,32 2,32 2,32 2,32 1,55 2,32 2,32 3,30 3,80 3,50 2,50 1,82 1,82 1,36 1,36 3,36 2,35 1,90 1,80 1,40 1,30 1,12 1,10 1,10 1,50 1,00 1,00 0,90 0,88 0,80 0,90 0,88 0,85 0,80

5,2 15,7 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 5,2 15,7

2,9 3,0 9,6 14,3 28,1 49,0 51,0 53,0 53,3 54,8 61,6 60,8 60,2 67,2 55,0 43,0 21,6 9,6 6,6 8,9 7,1 3,9 8,9 7,1 26,8 21,0 21,4 20,8 31,6 19,4 21,5 18,9 15,6 14,9 10,9 8,6 7,7 4,9 4,5 2,9 3,0

91,9 81,3 90,4 85,7 71,9 51,0 49,0 47,0 46,7 45,2 38,4 39,2 39,8 32,8 45,0 57,0 78,4 90,4 93,4 91,1 92,9 96,1 91,1 92,9 73,2 79,0 78,6 79,2 68,4 80,6 78,5 81,1 84,4 85,1 89,1 91,4 92,3 95,1 95,5 91,9 81,3

------------------------------------------------13,04 11,64 5,59 6,62 8,86 7,08 3,93 8,92 7,07 26,75 20,96 21,42 20,77 31,61 19,37 21,50 18,91 15,58 14,86 10,90 8,60 7,70 4,90 4,50 5,00

361

Conclusiones

ROF

10

BIOGAS

Volumen acumulado (L)

Volumen (L)

8 6 4 2

CH4

100 75 50 25 0

0

5

10

15

20

25 30 35 Tiempo (días)

40

45

50

55

60

0

FORSU_T

150 Volumen acumulado (L)

10 8 Volumen (L)

BIOGAS

125

0

6 4 2 0

5

10

15

20

25 30 35 Tiempo (días)

40

45

50

55

60

FORSU_T

125 100 75 50 25 0

0 30

5

10

15

20

25 30 35 Tiempo (días)

40

45

50

55

60

0

FORSU

400 Volumen acumulado (L)

25 Volumen (L)

ROF

150

CH4

20 15 10 5 0

5

10

15

20

25 30 35 Tiempo (días)

40

45

50

55

60

15

20

25 30 35 Tiempo (días)

40

45

50

55

60

FORSU

350 300 250 200 150 100 50 0

0

5

10

15

20

25 30 35 Tiempo (días)

40

45

50

55

60

0

5

10

Figura V.12. Evoluciones temporales de la producción diaria y del volumen acumulado de biogás y metano en el tratamiento anaerobio seco (20% de ST y 30% INÓCULO) del ROF, FORSU_T y FORSU.

362

Cap.V. Validación del protocolo operando en un reactor a mayor escala

Analizando los datos del biogás, se han podido apreciar más discrepancias entre el comportamiento de los reactores:  reactor ROF: se constata una alta producción de biogás, en los primeros 15 días, con valores

superiores a los 5,0 L/día, indicativo de un rápido arranque del proceso. En la etapa de estabilización, a partir del día 20, la producción de biogás es constante y estable, cercana a 1,75 L/día (Figura V.12).

La producción acumulada de biogás, en el reactor ROF manifiesta un rápido aumento, entre los días 1 y 15, debido a las altas producciones durante la fase de hidrólisis, y posteriormente incremento continuado hasta el final del experimento, acumulando un total de 120,0 L. De este valor acumulado de biogás, solamente 24,68 L corresponden a volumen acumulado de metano. El período en donde se produce una mayor acumulación de metano corresponde a la última etapa del proceso, la etapa de estabilización.

Con respecto a la composición del biogás se constata un período bastante largo, entre los días 1 y 12, comparado con los ensayos previos realizados en los reactores tipo SEBAC y tanque agitado (1,1 L) en el que la producción de hidrógeno supone cerca del 20% de biogás. El aumento de la producción inicial de metano a partir del día 12 coincide con la disminución de los valores del H2 y CO2. Al contrario de lo observado en los experimentos previos con ROF, los niveles de metano ascienden de manera continuada y a partir del día 39 la composición del biogás es típicamente metanogénica, siendo el porcentaje de metano siempre superior al 50% (Figura V.13.).

 Reactor FORSU_T: en los primeros días de ensayo se detecta una alta producción de biogás y metano. La primera etapa del proceso (arranque) ocurre en la primera semana del ensayo y se caracteriza por una alta producción de biogás (media de 3,3 L/día). Posteriormente el reactor permanece estable hasta el día 40 con una producción baja de biogás (media de 3,28 L/día) y metano (1,0 L/día) (Figura V.12). Con respecto a la producción acumulada de biogás y metano, la misma ocurre de forma continuada en toda la experimentación hasta valores de 82,0 L para biogás y 29,9 L para metano. La FORSU posee mayor concentración de metano en el biogás (reactor metanogénico), aunque la generación de biogás es inferior comparada con el ROF.

Con respecto a la composición del biogás casi no se detecta producción de hidrógeno, entre los días 1 y 5. El aumento de la producción inicial de metano a partir del día 8-10 coincide con la disminución de dióxido de carbono. Entre los días 5 y 40 de ensayo, se observan valores 363

Conclusiones

constantes de metano (44,8%) y dióxido de carbono (55,2%), característico de la fase metanogénica (Figura V.13). En este caso, la diferencia cronológica entre las fases acidogénica, acetogénica y metanogénica no es fácilmente visible y el reactor se muestra típicamente metanogénico en todo el proceso.  Reactor FORSU: En la etapa de arranque se constata un período pequeño de producción de hidrógeno cercano al 20%, entre los días 1-3, similar a los valores obtenidos en los previos ensayos realizados en reactores de tanque agitado (1,1 L).

A partir del día 3, el porcentaje de metano en el biogás asciende rápidamente superando el 50% a partir del séptimo día de experimentación. Así, entre los días 10 y 22 el volumen de metano equivale a 53,0% del volumen total de biogás generado coincidiendo con la disminución de los valores del dióxido de carbono, que se sitúan en el 47,0%. Finalmente, a partir del día 30 de ensayo, el componente mayoritario del biogás es el CO2, que representa más del 70% del mismo en todo momento. No obstante, se detecta un pequeño aumento del porcentaje de metano entre los días 38 y 50 del ensayo (la producción de biogás en el reactor es superior a 15,0 L/día con una concentración media de metano de 21,2%) que puede relacionarse con el aumento detectado, en este mismo período, de los ácidos volátiles y la disminución de los parámetros indicativos del contenido en materia orgánica (SV, DQO y COD). Estos resultados, por tanto, vuelven a indicar que en ese período se produce el ataque a fracciones más resistentes a la biodegradación.

364

Cap.V. Validación del protocolo operando en un reactor a mayor escala

ROF

100

CH4

CO2

H2

Composición Biogas (%)

80 60 40 20 0 0

5

10

15

20

25 30 35 Tiempo (días)

40

45

50

55

60

Composición Biogas (%)

100 FORSU_T 80 60 40 20 0 0

10

15

20

25 30 35 Tiempo (días)

40

45

50

55

60

10

15

20

25 30 35 Tiempo (días)

40

45

50

55

60

FORSU

100 Composición Biogas (%)

5

80 60 40 20 0 0

5

Figura V.13. Composición del biogás en el tratamiento anaerobio seco (20% de ST y 30% INÓCULO) del ROF, FORSU_T y de la FORSU.

En la Tabla V.6., se recogen las características físico-químicas de los residuos finales y la Figura V.14 ilustra los residuos finales de los reactores estudiados tras 60 días de experimentación. 365

Conclusiones

Tabla V.6.

Caracterización físico-química de la mezcla final en los reactores ROF, FORSU_T y FORSU. Valores Iniciales y Finales

Parámetros Analíticos

ROF/LODO

FORSU_T/LODO

FORSU/LODO

Inicial

Final

Inicial

Final

Inicial

Final

1080,0 80,6 78,9 21,1 211,0 170,0 41,00

1060,0 83,3 85,0 15,0 150,0 125,0 25,00

1080,0 66,5 78,4 21,6 216,4 144,0 72,36

1070,0 67,4 90,5 9,5 95,0 64,0 31,00

1100,0 50,5 80,8 19,2 194,0 98,0 96,00

1050,0 71,2 98,7 1,2 12,5 8,9 3,60

STS (g/L) SVS (g/L) SFS (g/L) pH

9,80 9,50 0,30 6,22

6,00 6,00 0,00 7,89

4,60 4,00 0,60 7,40

3,11 1,80 1,31 8,50

70,00 58,00 12,00 7,09

1,60 1,50 0,10 8,30

Alcalinidad (gCaCO3/L) Acidez Total (g AcH/L) N-NH4 (g/L) N-total (g/kg) COD (g/L) DQO (g/L) P-total (g/kg TS) P-total (%) P (P205)(g/kg ST) Carbono (%) (Materia orgánica) C/N (Materia orgánica)

0,22 0,32 1,78 24,0 63,6 65,6 1,15 0,12 0,05 46,7 19,5

2,25 2,57 2,57 26,5 44,3 46,0 1,00 0,10 0,04 48,3 18,2

1,50 0,25 1,42 33,6 54,5 77,5 0,83 0,08 0,03 38,6 11,5

3,15 1,75 2,66 36,0 19,5 31,6 1,00 0,10 0,04 39,1 10,9

0,35 0,60 3,14 29,0 50,8 54,3 1,40 0,14 0,06 29,3 10,1

1,31 0,40 1,90 41,0 12,6 15,1 1,58 0,16 0,07 41,3 10,1

Densidad (kg/m3) Materia Orgánica (%) Humedad (%) Sólidos (%) ST (g/kg) SV (g/kg) SFT (g/kg)

A

Figura V.14.

C

B

Ilustración de la mezcla final de los reactores: (a) ROF, (b) FORSU_T, y (c) FORSU, en el tratamiento anaerobio seco (20% de ST y 30% INÓCULO).

366

Cap.V. Validación del protocolo operando en un reactor a mayor escala

En la Tabla V.7, se recogen los porcentajes de eliminación de sólidos, carbono orgánico disuelto y demanda química de oxígeno, así como los datos de producción de biogás y metano. Como se puede observar en la Tabla, el volumen de biogás y metano producido entre los días 20 y 60 para ROF y FORSU_T son muy parecidos (cercanos a 0,8 LCH4/día). No obstante, si consideramos los 60 días de ensayo se observa una mayor producción de biogás en el reactor de ROF (2,0 Lbiogás/día) y una mayor producción de metano (0,50 LCH4/día) en el reactor con FORSU_T. Hay que señalar que los datos del biogás para el reactor con FORSU sólo consideran la producción generada a partir del día 22 de ensayo y, por tanto, no son comparables con los valores tabulados para los otros dos reactores. De hecho, los altos porcentajes de metano en el biogás durante la mencionada fase hacen presuponer que los valores recogidos en la tabla están muy subestimados.

Tabla V.7.

Porcentaje de eliminación de sólidos, carbono orgánico disuelto y demanda química de oxígeno, y producción de biogás y metano y rendimiento de metano en el tratamiento anaerobio seco (20% de ST y 30% INÓCULO) del ROF, FORSU_T y FORSU, tras los 60 días de experimentación. % Eliminación

ROF FORSU_T FORSU

SV

DQO

COD

26,47 56,09 89,58

29,89 59,31 72,15

30,29 61,14 75,27

Volumen medio

Volumen

(L/día) Biogás CH4

acumulado (L) Biogás CH4

2,00 1,37 5,43

0,41 0,50 1,03

119,94 82,05 326,06

24,68 29,89 56,53

4.2. Consideraciones generales del capítulo

Considerando el objetivo previsto,“validar el procedimiento establecido para el arranque de la digestión anaerobia termofílica seca mediante ensayos realizados a escala de laboratorio (en otras condiciones operativas) y planta piloto”, y teniendo en cuenta los resultados obtenidos en este capítulo se pueden extraer las siguientes conclusiones:

El protocolo propuesto para la puesta en marcha de reactores anaerobios operando en condiciones termofílicas (55ºC) y secas (20%) y utilizando un porcentaje de inoculación del 30% con lodos de EDAR digeridos en condiciones mesofílicas ha sido validado en las nuevas condiciones ensayadas, ya que posibilita que los reactores arranquen y alcancen la estabilidad rápidamente, especialmente para la degradación del residuo sin pretratar consistente en la fracción orgánica de residuos sólidos urbanos procedente de la planta de tratamiento de Las Calandrias . ¾

367

Conclusiones

•

Residuo del restaurante (ROF): La biodegradabilidad anaerobia del residuo orgánico fresco procedente del restaurante parece ser mucho menor que la correspondiente a la FORSU. Los resultados obtenidos indican que se alcanzan bajos porcentajes de eliminación de la materia orgánica (20-40%) y que el sistema no termina de estabilizarse durante el período de tiempo que dura el ensayo. No obstante, los altos porcentajes de metano en el biogás y los valores de pH y alcalinidad al final del mismo parecen indicativos del comienzo de la etapa de estabilización.

•

Fracción orgánica del RSU triturada (FORSU-T): Los resultados obtenidos indican que el protocolo de puesta en marcha ensayado para este residuo permite alcanzar un arranque efectivo en 50 días, aproximadamente. A lo largo de este período se detecta una primera fase con predomino de la hirólisis y acidogénesis, que alcanza los primeros quince días, y posteriormente se observa un comportamiento menos definido como consecuencia de la coexistencia de todas las etapas del proceso anaerobio. En este sentido cabe destacar que la presencia en el residuo de fracciones de diferente resistencia a la biodegradación se manifiesta en un repunte de la actividad acidogénica en el intervalo comprendido entre los días 30 y 40 de ensayo. Al final del experimento, tras 60 días d eoperación, los porcentajes de eliminación de la materia orgánica oscilan entre el 55 y el 65%

•

Fracción orgánica del RSU (FORSU): Los resultados obtenidos indican que el reactor piloto puede arrancar en un período aproximado de 30 días, mostrando una actividad degradativa adecuada y una rápida estabilización del sistema, para el tratamiento del residuo procedente de la Planta de Tratamiento “Las Calandrias” (FORSU). No obstante, al igual que en el caso anterior, también se observa la existencia de fracciones de mayor resistencia a la biodegradación que se degradan en un período aproximado de 50 días.

Los porcentajes de eliminación de la materia orgánica alcanzados para este residuo se situan, al final del ensayo, en el rango 70-90%, dependiendo de la forma de cuantificar la materia orgánica (SV, DQO o COD)

¾ Los ensayos con FORSU (triturada y sin triturar) corroboran los resultados previos, obtenidos operando con reactores de laboratorio de 1,1 L, e indican que se obtiene un arranque más rápido del proceso y mayores porcentajes de eliminación de la materia orgánica cuando se utiliza el residuo sin triturar, lo que supone una importante ventaja para su aplicación a escala industrial.

368

CAPÍTULO VI CONCLUSIONES

Conclusiones

370

Cap. VI. Conclusiones

CONCLUSIONES

A partir del planteamiento general del presente trabajo, teniendo en cuenta los resultados experimentales obtenidos y la discusión realizada en los capítulos de la presente Memoria, a continuación se detallan las principales conclusiones del trabajo referidas a cada objetivo específico.

OBJETIVO 1. Poner a punto y aplicar las diferentes técnicas analíticas que permitan realizar una caracterización adecuada de los residuos sólidos urbanos así como el seguimiento de la evolución del proceso de digestión del residuo.

1. La caracterización de los residuos sólidos heterogéneos utilizados (residuos de restaurante y residuos sólidos urbanos) requiere un pretratamiento que mejore su manejabilidad y homogeneidad. El pretratamiento seleccionado consiste en secar las muestras sólidas a 55ºC durante 24 horas, hasta alcanzar un grado de humedad del 10-20%, homogeneizarlas y realizar una reducción del tamaño de partícula.

2. La caracterización completa del residuo sólido considera diversas fracciones: o

La muestra bruta original, sobre la que se determinan directamente la densidad y la humedad.

o

La muestra pretratada, sobre la que se determinan nuevamente la densidad y la humedad, así como la concentración en sólidos totales (ST, SV y SFT), el nitrógeno total (N-total) y el fósforo total (P-total).

o

El lixiviado obtenido al tratar la muestra pretratada anterior con agua (proporción 1:10, con agitación, durante 2 horas), sobre el que se determinan el pH y la alcalinidad.

o

El sobrenadante resultante del filtrado del lixiviado anterior a través de un filtro de 0,45 µm de tamaño promedio de poro, sobre el que se determinan la Demanda Química de Oxígeno (DQO), el Carbono Orgánico Disuelto (COD), los ácidos grasos volátiles (AGV), el nitrógeno amoniacal (N-NH4) y los sólidos en suspensión (STS, SVS y SFS).

371

Conclusiones

3. Las características físico-químicas de los residuos estudiados se encuentran dentro de los rangos indicados en la bibliografía por diferentes autores que han realizado ensayos de biometanización de RSU con resultados satisfactorios. OBJETIVO 2. Estudiar la adecuación a los residuos utilizados y proponer un procedimiento específico para realizar la puesta en marcha y estabilización del proceso de digestión anaerobia temrofílica seca, utilizando una tecnología (SEBAC) que se propone en la bibliografía como idónea para ello.

4. La utilización de la tecnología SEBAC para la puesta en marcha de la degradación anaerobia termofílica y seca del residuo orgánico fresco procedente el restaurante ha requerido realizar una serie de modificaciones respecto del procedimiento establecido en la bibliografía. o

El mejor diseño del proceso SEBAC es el conformado por 2 capas de residuo fresco y 2 capas de purín alternadas, lo que permite acelerar la etapa de arranque y estabilización del proceso de digestión anaerobia termofílica seca del residuo.

o

Los lodos de EDAR, digeridos en condiciones mesofílicas, han mostrado ser una excelente fuente de inóculo y su utilización como residuo digerido en el proceso SEBAC favorece una rápida puesta en marcha de la digestión anaerobia termofílica seca.

o

El residuo orgánico procedente del restaurante tiene tendencia a compactarse y no permitir la circulación del lixiviado, por lo que resulta necesario adicionar un agente estructurante. En este trabajo se han utilizado residuos consistentes en cáscaras de arroz y residuos de jardín como agentes estructurantes, obteniéndose excelentes resultados.

5. Como consecuencia de lo anterior, en este trabajo se propone el siguiente protocolo para el arranque y estabilización del proceso SEBAC: o

Secar el RSU durante un periodo de 12 horas a temperatura ambiente y, posteriormente, 24 horas a 55ºC.

o

Triturar hasta tamaño de partícula comprendido entre 1,0 y 2,0 cm.

o

Mezclar el residuo con un 15% de agente estructurante (CA o RJ) y adicionar agua hasta obtener una mezcla con un contenido del 30% de sólidos totales.

o

Conformar un reactor A constituido por dos capas de residuo orgánico y otras dos capas de purín, dispuestas de forma alternada. El reactor B puede estar constituido por residuo orgánico digerido mediante SEBAC o por lodos de EDAR digeridos en condiciones mesofílicas.

372

Cap. VI. Conclusiones

6. El sistema SEBAC operando de acuerdo con el protocolo propuesto constituye una excelente alternativa para la puesta en marcha de reactores anaerobios termofílicos para realizar la degradación seca de residuos sólidos urbanos (15-30 días).

OBJETIVO 3. Estudiar las variables que tienen una mayor incidencia y proponer un protocolo específico para desarrollar las etapas de puesta en marcha y estabilización de la digestión anaerobia termofílica seca utilizando la tecnología convencional de tanque agitado.

7. Se han realizado estudios de las principales variables que afectan al proceso de puesta en marcha de reactores anaerobios termofílicos de tanque agitado: efecto del tipo de inóculo, el efecto del porcentaje de sólidos totales del residuo a tratar y el efecto del porcentaje de inoculación o

De los distintos residuos utilizados como inóculo (SILO, ROF_D, VACA, PURÍN, LODO y LODO/PURÍN) el LODO de EDAR digerido en condiciones mesofílicas es el que presenta el mayor porcentaje de eliminación de materia orgánica (SV, DQO y COD) junto con una alta producción de biogás y metano (50%).

o

De las distintas condiciones ensayadas (porcentajes de sólidos totales 20, 25 y 30% y porcentajes de inoculación del 20% y 30%), el reactor con 20%ST y 30% de inoculación es el que presenta mayor productividad de biogás y metano, además de una elevada eliminación de la materia orgánica.

8. Como consecuencia de lo anterior, en este trabajo se propone el siguiente protocolo de arranque para reactores de tanque agitado (1,1L) operando en discontinuo y rango termofílico de temperatura:

o

Secar el RSU durante un periodo de 12 horas a temperatura ambiente y 24 horas a 55ºC.

o

Triturar el RSU hasta alcanzar un tamaño de partícula de 0,1 – 0,5 cm.

o

Adicionar un 30% de inóculo consistente en lodo de digestores mesofílicos de EDAR convencional.

o

Hidratar la mezcla hasta alcanzar un 80% de humedad (20% en sólidos).

o

Realizar un control periódico del pH del medio durante la fase inicial de hidrólisis del proceso.

373

Conclusiones

9. Los resultados obtenidos en la comprobación del protocolo de arranque con residuos de distinta naturaleza (ROF, FORSU_T y FORSU), permiten concluir que los reactores (1,1 L) operando según el protocolo propuesto pueden arrancar rápidamente (50-60 días) mostrando una adecuada actividad degradativa y sin que se detecten síntomas de inhibición.

La comparación de los resultados experimentales obtenidos en estos ensayos indica que el pretratamiento de reducción del tamaño de partícula de la FORSU no permite aumentar la eficacia del proceso de digestión anaerobia termofílica seca. OBJETIVO 4. Validar el procedimiento establecido para el arranque de la digestión anaerobia termofílica seca mediante ensayos realizados a escala de laboratorio (en otras condiciones operativas) y planta piloto.

10. El protocolo propuesto para la puesta en marcha de reactores anaerobios operando en condiciones termofílicas (55ºC) y secas (20%) y utilizando un porcentaje de inoculación del 30% con lodos de EDAR digeridos en condiciones mesofílicas ha sido validado trabajando en condiciones experimentales diferentes: reactores de laboratorio de 5 L y planta piloto de 300L.

El procedimiento posibilita que los reactores arranquen y alcancen la estabilidad rápidamente. Resultan especialmente interesantes los resultados a escala de planta piloto obtenidos con FORSU procedente de la planta industrial de tratamiento de “Las Calandrias”, ya que indican que el sistema puede arrancar en un período aproximado de 30 días, mostrando una actividad degradativa adecuada y una rápida estabilización del sistema (porcentajes de eliminación de la materia orgánica del 70%).

11. Los ensayos realizados con FORSU (triturada y sin triturar) corroboran los resultados previos obtenidos operando con reactores de laboratorio de 1,1 L, e indican que se obtiene un arranque más rápido del proceso y mayores porcentajes de eliminación de la materia orgánica cuando se utiliza el residuo sin triturar, lo que supone una importante ventaja para su aplicación a escala industrial. Por tanto puede concluirse que se ha alcanzado el objetivo general previsto: ESTABLECER UN PROTOCOLO ADECUADO PARA REALIZAR LA PUESTA EN MARCHA DEL PROCESO DE BIOMETANIZACIÓN DE RESIDUOS SÓLIDOS URBANOS, EN CONDICIONES TERMOFÍLICAS Y DE ALTO CONTENIDO EN SÓLIDOS, QUE SEA EXTRAPOLABLE PARA SU UTILIZACIÓN A ESCALA INDUSTRIAL.

374

ANEXO 1

Trabajos Científicos Publicados de la Tesis

376

Anexo 1

TRABAJOS CIENTÍFICOS PUBLICADOS DE LA TESIS

REVISTAS NACIONALES Y INTERNACIONALES

1. FORSTER-CARNEIRO, T.; PÉREZ GARCÍA, M.; ROMERO GARCÍA, L.I.; SALES, D. 2005. Dry thermophilic digestion of organic fraction of the solid waste: focusing on the inoculum sources. Bioresource Technology (En prensa). 2. FORSTER-CARNEIRO, T.; FERNÁNDEZ GUELFO, L.A.; PÉREZ GARCÍA, M.; ROMERO GARCÍA, L.I.; SALES, D. 2005. Biometanización de residuos sólidos orgánicos procedentes de un restaurante: funcionamiento y efecto del inóculo. Revista Residuos (En prensa). 3. FORSTER-CARNEIRO, T.; PÉREZ GARCÍA, M.; ROMERO GARCÍA, L.I.; SALES, D. 2005. Composting potential of different inoculum sources on modified SEBAC system treatment of municipal solid waste. Bioresource Technology (enviado). 4. FORSTER-CARNEIRO, T.; PÉREZ GARCÍA, M.; ROMERO GARCÍA, L.I.; SALES, D. 2005. Methane from anaerobic digestion of food waste: laboratory reactor performance. Water Science Technology (enviado). 5. FORSTER-CARNEIRO, T.; PÉREZ GARCÍA, M.; ROMERO GARCÍA, L.I.; SALES, D. 2005. Anaerobic digestion of food waste: effect of the perecentage of total solid and inoculum source. Water Science Technology (enviado). 6. FORSTER-CARNEIRO, T.; FERNÁNDEZ GUELFO, L.A.; PÉREZ GARCÍA, M.; ROMERO GARCÍA, L.I.; ÁLVAREZ GALLEGO, C.J. 2004. Optimization of start up phase from municipal solid waste in SEBAC process. Chemical and Biochemical Engineering Quarterly. 18(4): 429-439. 7. FORSTER-CARNEIRO, T.; FERNÁNDEZ GUELFO, L.A.; PÉREZ GARCÍA, M.; ROMERO GARCÍA, L.I.; SALES, D. 2004. Biometanización de la fracción orgánica de residuos sólidos urbanos: Proceso SEBAC. Revista Residuos, 79:148-159. 8. FORSTER-CARNEIRO, T.; FERNÁNDEZ GUELFO, L.A.; PÉREZ GARCÍA, M.; ROMERO GARCÍA, L.I.; ÁLVAREZ GALLEGO, C.J. 2003. Diseño y optimización de la fase de arranque del proceso SEBAC en el tratamiento de la fracción orgánica de los residuos sólidos urbanos. Revista Residuos, 74:54-62. 9. FORSTER-CARNEIRO, T. 2003. Optimización del proceso SEBAC para el tratamiento de la fracción orgánica de residuos sólidos urbanos. Trabajo de Investigación - Curso de Doctorado "Ingeniería de Procesos Industriales". Universidad de Cádiz. p. 50.

377

Trabajos Científicos Publicados de la Tesis

CONGRESOS NACIONALES E INTERNACIONALES

1. FORSTER-CARNEIRO, T.F.; PÉREZ, M.; ROMERO, L.I.; SALES, D. 2005. Selección de procesos de digestión anaerobia termofílica seca para el tratamiento de residuos sólidos urbanos. II Congreso Sobre Residuos Biodegradables y Compost, Sevilla (España). Libro de Actas (presentación oral). 2. FORSTER-CARNEIRO, T.F.; PÉREZ, M.; ROMERO, L.I.; SALES, D. 2005. Dry thermophilic anaerobic digestion of food waste and municipal waste: effects of shredding on the start up phase. 10º Congreso Mediterráneo de Ingeniería Química- Expoquímica, Barcelona (España). Libro de Actas, (aceptado). 3. FORSTER-CARNEIRO, T.F.; PÉREZ, M.; ROMERO, L.I.; SALES, D. 2005. Bio-reactor performance in dry thermophilic anaerobic digestion of MSW. 10º Congreso Mediterráneo de Ingeniería QuímicaExpoquímica, Barcelona (España). Libro de Actas, (aceptado). 4. FORSTER-CARNEIRO, T.F.; PÉREZ, M.; ROMERO, L.I.; SALES, D. 2005. An advanced MSW dry thermophilic digestion on Pilot Plant. 10º Congreso Mediterráneo de Ingeniería Química- Expoquímica, Barcelona (España). Libro de Actas, (aceptado). 5. FORSTER-CARNEIRO, T.F.; PÉREZ, M.; ROMERO, L.I.; SALES, D. 2005. Dry thermophilic anaerobic digestion of municipal solid waste: a full scale experiment. 17th International Congress of Chemical and Process Engineering. Prague (Czech Republic) (enviado). 6. FORSTER-CARNEIRO, T.F.; PÉREZ, M.; ROMERO, L.I.; SALES, D. 2005. Methane from anaerobic digestion of food waste: Laboratory reactor performance. 4th International Symposium. Anaerobic Digestion of Solid Waste. Copenhagen (Denmark), 2.277-282. 7. FORSTER-CARNEIRO, T.F.; PÉREZ, M.; ROMERO, L.I.; SALES, D. 2005. Anaerobic Digestion of food waste: Effect of the percentage of total solid and inoculum source. 4th International Symposium. Anaerobic Digestion of Solid Waste. Copenhagen (Denmark), 2:35-40. 8. FORSTER-CARNEIRO, T.; FERNÁNDEZ GUELFO, L.A.; PÉREZ GARCÍA, M.; ROMERO GARCÍA, L.I.; SALES, D. 2004. Valorización de la fracción orgánica de residuos sólidos urbanos en digestión anaerobia termofílica seca. IX Congreso de Ingeniería Ambiental – PROMA. Bilbao (España) (presentación oral). 2330. 9. FORSTER-CARNEIRO, T.; FERNÁNDEZ GUELFO, L.A.; PÉREZ GARCÍA, M.; ROMERO GARCÍA, L.I.; ÁLVAREZ GALLEGO, C.J. 2004. Performance of SEBAC process for anaerobic treatment of organic fraction of municipal solid waste: study of the mains variables. 10th Congress on Anaerobic Digestion. Montreal (Canada). 3, 1648-1650. 10. FORSTER-CARNEIRO, T.; PÉREZ GARCÍA, M.; ROMERO GARCÍA, L.I.; SALES, D. 2004. Effect of inoculum source in the dry thermophilic anaerobic digestion of municipal solid waste. 10th Congress on Anaerobic Digestion. Montreal (Canada). 3, 1645-1647. 11. FORSTER-CARNEIRO, T.; FERNÁNDEZ GUELFO, L.A.; PÉREZ GARCÍA, M.; ROMERO GARCÍA, L.I.; ÁLVAREZ GALLEGO, C.J. 2004. Composting potential of different inoculum sources on SEBAC system in treatment of municipal solid waste. 11th International Conference of the FAO ESCORENA. Network on Recycling of the Agricultural, Municipal and Industrial Residues in Agriculture. Ramiran. Murcia (España). 1, 175.

378

Anexo 1

12. FORSTER-CARNEIRO, T.; PÉREZ GARCÍA, M.; ROMERO GARCÍA, L.I.; SALES, D. 2004. Dry thermophilic anaerobic digestion of organic fraction of the municipal solid waste: focusing on the inoculum sources. 11th International Conference of the FAO ESCORENA. Network on Recycling of the Agricultural, Municipal and Industrial Residues in Agriculture. Ramiran. Murcia (España). 1, 174. 13. FORSTER-CARNEIRO, T.; FERNÁNDEZ GUELFO, L.A.; PÉREZ GARCÍA, M.; ROMERO GARCÍA, L.I.; ÁLVAREZ GALLEGO, C.J. 2003. Study of start up phase in the SEBAC system for treatment of organic fraction of municipal solid waste. 4th European Congress of Chemical Engineering - Chemical Engineering a tool for Progress. Granada (España). Last Minute Poster, 63-65.

379

Trabajos Científicos Publicados de la Tesis

380

CAPÍTULO VII BIBLIOGRAFIA

Bibliografía

382

Cap.VII. Bibliografía Ahring, B. (1992). Turn-over of acetate in hot springs at 70ºC. Proc. of Thermophililes: Science and

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• Decreto 283/1995 del parlamento de Andalucía, de 21 de noviembre por el que se aprueba el reglamento de residuos de Andalucía, BOJA nº 161, de 19 de diciembre de 1995. • Decreto 218/1999 del Parlamento de Andalucía, de 26 de octubre por el que se apueba el Plan Director Territorial de gestión Urbanos de Andalucía 1999-2008, BOJA nª134, de 18 de noviembre de 1999.

• Directiva del Consejo 75/442/CEE, de 15 de julio de 1975 relativa a los residuos, DOCE nº L 194 del 25 de julio de 1975. • Directiva 91/156/CEE, de 18 de marzo de 1991, por la que se modifica la Directiva 75/442/CEE, relativa a los residuos, DOCE nº L 78 de 26 de marzo de 1991. • Directiva 94/62/CE, de 20 de diciembre de 1994, relativa a lo envases y residuos de envases. • Directiva 96/61/CE, de 24 de septiembre de 1996, relativa a la prevención y al de Gestión de Residuos. • Directiva del Consejo 1999/31/CE, de 26 de abril de 1999 relativa al vertido de residuos, DOCE nº L 182 de 16 de Julio de 1999. • Directiva del Parlamento Europeo y del Cosejo 2000/76/CE de 4 de diciembre de 2000 relativa a la incineración de residuos DOCE nº L 332, de 28 de diciembre de 2000.

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• Real Decreto 1481/2001, de 27 de diciembre por el que se regula la eliminación de residuos mediante depósito en vertedero, BOE nº 25, de 29 de enero de 2002. • Real Decreto 653/2003, de 30 de mayo sobre incineración de residuos, BOE nº 142, de 14 de junio de 2003.

• Resolución del Consejo, de 24 de febrero de 1997, sobre una Estrategia Comunitaria de Gestión de Residuos.

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