Digestión anaerobia termofílica seca de residuos sólidos

Transcripción

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
UMI Microform 3198022
Copyright 2006 by ProQuest Information and Learning Company.
All rights reserved. This microform edition is protected against
unauthorized copying under Title 17, United States Code.
ProQuest Information and Learning Company
300 North Zeeb Road
P.O. Box 1346
Ann Arbor, MI 48106-1346
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
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
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
3.2. 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
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
253
3.2. Equipo utilizado para la biodegradación de los residuos sólidos urbanos
3.3. Selección y pretratamiento de los residuos
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
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
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”
327
328
334
336
339
3.3. Selección y caracterización de los residuos y pre-tratamientos
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
- 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
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
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
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
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
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
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).
36
CAPÍTULO II
CARACTERIZACIÓN DE LOS RESIDUOS SÓLIDOS URBANOS
Proceso de Digestión Anaerobia
38
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
♣
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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:

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

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

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

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

Proceso 3A: compostaje aerobio y posterior fermentación anaerobia en la misma unidad.
69
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
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
Residuo de fruta y vegetal
Seco/termofílico/planta piloto y industrial
Fuente: Mata-Álvarez et al. (2000); Hartman y Ahring (2005).
71
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
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
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
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
3. MATERIAL Y MÉTODOS
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
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
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
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
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
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
(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
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
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.
Se utiliza una balanza auto-calibrante modelo OHAUS EXPLORER con una precisión de
0,0001 g y una estufa modelo CONTERM de SELECTA.
84
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.
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)
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
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)
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)
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
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)
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
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
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.
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
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.
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
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
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.
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
forma amoniacal que, junto con el amonio ya existente en la muestra, se valora con ácido
sulfúrico.
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
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).
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
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
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
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).
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
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
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).
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
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.
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
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
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.
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
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
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)
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.
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
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)
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
Tabla II.11. Caracterización físico-química inicial del residuo sólido urbano procedente de la planta de
tratamiento (FORSU) utilizado como materia prima.
Valores Iniciales
FORSU
Valores
feb-05
medios
FORSU
jun-04
Desviación
típica
Densidad (kg/m3)
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)
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
Tabla II.12. Caracterización físico-química media de los residuos sólidos urbanos utilizados como materia
prima.
ROF
Densidad (kg/m3)
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)
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
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
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
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
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)
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)
LODO
mar-03
LODO
ene-03
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”.
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
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
PURÍN
Densidad (kg/m3)
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)
0,62
0,55
0,11
57,1
34,4
41,1
42,2
7,4
113
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
LODO
SEBAC 3
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
SEBAC 10
2 capas (ROF_A + 15%CA)
LODO
SEBAC 11
2 capas (FORSU + 15%CA)
137
LODO
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
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
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
N-NH4 (g/L)
N-total (g/kg)
COD (g/L)
Carbono (%)
(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)
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
(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
(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
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
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
Tabla III.8. Volumen y composición del biogás, exento de aire, de los SEBAC 3 y 4.
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
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
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
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
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
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
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
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)
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)
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
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
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
Tabla III.11. Composición de los reactores A y B del sistema SEBAC 5.
SEBAC 5
Parámetros
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
SEBAC 4
reactor A
reactor B
(ROF)
(LODO)
SEBAC 5
reactor A
reactor B
(ROF)
(ROF/PURIN)
Densidad (kg/m3)
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
N-NH4 (g/L)
N-total (g/kg)
COD (g/L)
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
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
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
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
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
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
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
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 (%)
Biogás
Composición (%)
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
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
Tabla III.16. Caracterización físico-química del lixiviado final en los reactores A y B del sistema SEBAC 5,
tras 40 días de ensayo.
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)
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)
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
% Eliminación
SEBAC 4 reactor A
SEBAC 4 reactor B
SEBAC 5 reactor A
SEBAC 5 reactor B
Volumen medio (L/día)
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
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
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
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
Tabla III.19. Caracterización físico-química del lixiviado inicial en los sistemas SEBAC 6 y 7.
Valores Iniciales
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
N-NH4 (g/L)
N-total (g/kg)
COD (g/L)
Carbono (%)
(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)
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
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
reactor A-SEBAC 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
Día
reactor A-SEBAC 6
reactor A-SEBAC 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
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
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
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
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)
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
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
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
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
Tabla III.22. Volumen y composición del biogás, exento de aire, de los SEBAC 6 y 7.
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
Biogás
Composición (%)
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
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
Biogás
Composición (%)
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
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)
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
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
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
Tabla III.23.
Caracterización físico-química final de los efluentes en los sistemas SEBAC 6 y 7 tras 110 días de
experimentación.
Reactor A -SEBAC 6
Reactor A -SEBAC 7
Inicial
Final
Inicial
Final
Inicial
Reactor B -LODO
Final
Densidad (kg/m3)
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)
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).
% Eliminación
SEBAC 6 reactor A
SEBAC 7 reactor A
SEBAC 6 y 7 reactor B
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
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
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
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 (kg)
5,75
7,0
12,75
188
Reactor B
(LODO)
0,0
21,0
21,0
0,0
21,0
Tabla III.26. Caracterización físico-química del lixiviado inicial del sistema SEBAC 8.
Valores Iniciales
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
N-NH4 (g/L)
N-total (g/kg)
DQO (g/L)
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)
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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.
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 (%)
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
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 (%)
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)
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
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
Tabla III.30.
Composición y caracterización físico-química final de los efluentes en el sistema SEBAC 8,
tras 100 días de experimentación.
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
N-NH4 (g/L)
N-total (g/kg)
DQO (g/L)
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)
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
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
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
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
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
8
SEBAC 11: reactor A con 2 capas de FORSU y 15% CA respecto al contenido de ROF y 2 capas de
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
7,7
7,7
8,9
23,0
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
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
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)
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
Densidad (kg/m3)
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
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
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
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
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
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
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
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).
día
1
2
5
6
7
8
10
11
12
13
14
16
18
19
21
22
24
26
28
30
Composición (%)
Biogás
Composición (%)
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
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
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
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
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
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.
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
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)
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)
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
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 B
(SEBAC 9 , 10 y 11)
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
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
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
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
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
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
Tabla III.40. Volumen y composición del biogás, exento de aire, de los reactores A y B del 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 (%)
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
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)
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
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.
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
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)
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)
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
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 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
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
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
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
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
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
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.
233
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
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
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.
236
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
237
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.
238
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.
239
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
¤
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
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
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
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%.
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
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
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
(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
¸ 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
¸ 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
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%).
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
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
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
Densidad (kg/m3)
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)
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
Tabla IV.3. Caracterización físico-química de la mezcla inicial del residuo orgánico fresco y las distintas fuentes
de inóculo.
Valores Iniciales
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)
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)
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
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)
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)
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)
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
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
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
(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)
(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)
(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
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
(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)
(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)
(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
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
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
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
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
(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
(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
BIOGÁS
CH4
ROF/PURIN
140
5000
(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
(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
(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
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
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
Tabla IV.7. (a) Caracterización físico-química de la mezcla final de los reactores SILO, ROF_D y VACA.
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)
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)
Humedad (%)
Sólidos (%)
ST (g/kg)
SV (g/kg)
SFT (g/kg)
277
ROF/VACA
Final
Tabla IV.7. (b) Caracterización físico-química de la mezcla final de los reactores PURÍN, LODO y LODO_PURÍN.
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)
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)
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
(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
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
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
20_20 (20%ST_20%inóculo)
104g ROF + 128 mL LODO + 512 mL H2O
20_30 (20%ST_30%inóculo)
25_20 (25%ST_20%inóculo)
25_30 (25%ST_30%inóculo)
30_20 (30%ST_20%inóculo)
30_30 (30%ST_30%inóculo)
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
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.
20_20
20_30
Valores Iniciales
25_20
25_30
30_20
30_30
Densidad (kg/m3)
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
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)
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
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)
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)
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)
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
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
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
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
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
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
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
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
20_20
BIOGAS
20_20
CH4
(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
(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
(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
200 25_30
25_30
CH4
(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
(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
(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
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
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
Tabla IV.14. (a) Caracterización físico-química de la mezcla final en los reactores 20_20, 20_30 y 25_20.
Inicial
Final
20_30
Inicial
Final
Densidad (kg/m3)
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
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)
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
20_20
298
25_20
Inicial
Final
Tabla IV.14. (b) Caracterización físico-química de la mezcla final en los reactores 25_30, 30_20 y 30_30.
Densidad (kg/m3)
Humedad (%)
Sólidos (%)
ST (g/kg)
SV (g/kg)
SFT (g/kg)
STS (g/L)
SVS (g/L)
SFS (g/L)
pH
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)
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
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
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
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
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
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
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
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)
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)
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
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)
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
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
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
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
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
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
(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
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
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
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
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
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
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.
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
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)
orgánica)
Densidad (kg/m3)
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
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
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
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
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
•
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
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
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
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
Capacidad Acumulativa (t/año)
a)
Termofílico
Mesofílico
1000000
750000
500000
250000
0
1990
1991
1992
1993
1994
1995
1996
1997
1998
1999
2000
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
c) 1000000
Multi Fases
750000
500000
250000
0
1990
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
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
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
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
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
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
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).
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
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
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)
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)
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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.
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
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)
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)
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
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
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).
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.
SALES, D. 2004. Biometanización de la fracción orgánica de residuos sólidos urbanos: Proceso SEBAC.
Revista Residuos, 79:148-159.
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
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.
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.
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.
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.
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
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
Technology, Reykjavik, Iceland, 130.
Ahring, B. (1994). Status on science and application of thermophilic anaerobic digestion. Wat. Sci. Techno.,
30(12): 241-249.
Ahring, B. (1995). Status on science and application of thermophilic anaerobic digestion. Wat. Sci. Tech.,
30(12):241-249.
Ahring, B.K., Sandberg, M., Angelidaki, I. (1995). Volatile fatty acids as indicators of process imbalance in
anaerobic digesters. Applied microbiological Biotechnology, 43(3):559-565.
Ahring, B.K., Mladenovska, Z., Iranpour, R., Westrman, P. (2001). State of art and future perspectives of
thermophilic anaerobic digestion. Proc. 9th World Congress on Anaerobic Digestion I., Antwerpen, Belgium.
455-460.
Álvarez, C.J.G. (2005). Ensayo de diferentes procedimientos para el arranque de un proceso de codigestión
anaerobia seca de FORSU y lodos de depuradora en rango termofílico. Tesis Doctoral. Universidad de
Cádiz, 390p.
Angelidaki, Y., Ahring, B.K. (1992). Effects of free long fatty acids on thermophilic anaerobic digestion.
Applied Microbiology and Biotechnology, 37(6):808-812.
Angelidaki, Y., Ahring, B.K. (1993). Thermophilic anaerobic digestion of livestock waste: effect of ammonia.
Applied Microbiology and Biotechnology, 38:560-564.
Angelidaki, Y., Ahring, B.K. (1994). Anaerobic thermophilic digestion of manure at different ammonia loads:
effect of temperature. Wat. Res., 28(3):727-731.
Angelidaki, Y., Ahring, B.K. (1997a). Anaerobic digestion in Denmark. Past, present and future. III. Curso de
Ingeniería Ambiental, Lleida, 336-342.
Angelidaki, Y, Ahring, B.K. (1997b). Monitoring and controlling the biogas process. III. Curso de Ingeniería
Ambiental, LLeida, 270-282.
Angenent, L.T., Sung, S., Raskin, L. (2002) Methanogenic population dynamics during startup of a full-scale
anaerobic sequencing batch reactor treating swine waste. Water Research, 36(18): 4648-4654.
APHA, AWWWA, WPCF. (1989). Standard methods for the examination of water and wastewater. American
Public Health Association - Washington, DC. 17th ed.
Archer, D.B. (1983). The microbiological basis of process control in methanogenic fermentation of soluble
wastes. Enzyme Microb. Technol., 5:162-170.
Baeten, D., Verstraete, W. (1988). Manure and municipal solid waste fermentation in Flanders- an appraisal.
Biological Wastes, 26(4):297-314.
383
Ahring, B. (1992). Turn-over of acetate in hot springs at 70ºC. Proc. of Thermophililes: Science and
Technology, Reykjavik, Iceland, 130.
Ahring, B. (1994). Status on science and application of thermophilic anaerobic digestion. Wat. Sci. Techno.,
30(12): 241-249.
Ahring, B. (1995). Status on science and application of thermophilic anaerobic digestion. Wat. Sci. Tech.,
30(12):241-249.
Ahring, B.K., Sandberg, M., Angelidaki, I. (1995). Volatile fatty acids as indicators of process imbalance in
anaerobic digesters. Applied microbiological Biotechnology, 43(3):559-565.
Ahring, B.K., Mladenovska, Z., Iranpour, R., Westrman, P. (2001). State of art and future perspectives of
thermophilic anaerobic digestion. Proc. 9th World Congress on Anaerobic Digestion I., Antwerpen, Belgium.
455-460.
Álvarez, C.J.G. (2005). Ensayo de diferentes procedimientos para el arranque de un proceso de codigestión
anaerobia seca de FORSU y lodos de depuradora en rango termofílico. Tesis Doctoral. Universidad de
Cádiz, 390p.
Angelidaki, Y., Ahring, B.K. (1992). Effects of free long fatty acids on thermophilic anaerobic digestion.
Applied Microbiology and Biotechnology, 37(6):808-812.
Angelidaki, Y., Ahring, B.K. (1993). Thermophilic anaerobic digestion of livestock waste: effect of ammonia.
Applied Microbiology and Biotechnology, 38:560-564.
Angelidaki, Y., Ahring, B.K. (1994). Anaerobic thermophilic digestion of manure at different ammonia loads:
effect of temperature. Wat. Res., 28(3):727-731.
Angelidaki, Y., Ahring, B.K. (1997a). Anaerobic digestion in Denmark. Past, present and future. III. Curso de
Ingeniería Ambiental, Lleida, 336-342.
Angelidaki, Y, Ahring, B.K. (1997b). Monitoring and controlling the biogas process. III. Curso de Ingeniería
Ambiental, LLeida, 270-282.
Angenent, L.T., Sung, S., Raskin, L. (2002) Methanogenic population dynamics during startup of a full-scale
anaerobic sequencing batch reactor treating swine waste. Water Research, 36(18): 4648-4654.
APHA, AWWWA, WPCF. (1989). Standard methods for the examination of water and wastewater. American
Public Health Association - Washington, DC. 17th ed.
Archer, D.B. (1983). The microbiological basis of process control in methanogenic fermentation of soluble
wastes. Enzyme Microb. Technol., 5:162-170.
Baeten, D., Verstraete, W. (1988). Manure and municipal solid waste fermentation in Flanders- an appraisal.
Biological Wastes, 26(4):297-314.
383
Bibliografía
Banks, C.J., Humphreys, P.N. (1998). The anaerobic treatment of a ligno-cellulosic substrate offering little
natural pH buffering capacity. Water Science and Technology, 38(4-5):29-35.
Bardiya, N, Somayaji, D., Khanna, S. (1996). Biomethanization of banana peel and pineapple waste.
Bioresource Technology, 58(1): 73-76.
Barredo, M.S., Evison, L.M. (1991). Effect of propionate toxicity on methanogenic-enriches sludge,
Methanobrevibacterr smithy and Methanospirilium hungattii at different pH values. Appl. Environ. Microbiol.,
57(6):1764-1769.
Bendixen, H.J. (1994). Safeguards against pathogens in Danish biogas plants. Wat. Sc. Techn., 30(12):171-
180.
Biogas Works (2004). Internet: www.biogasworks.com
Bolzonella D., Innocenti L., Pavan P., Traverso P., Cecchi F. (2003). Semi-dry thermophilic anaerobic
digestion of the organic fraction of municipal solids waste: focusing on the start-up phase. Biores. Techn. 86
(2), 123-129.
Bonmatí, A., Flotats, X. (2002). Air stripping of ammonia from pig slurry: characterisation and feasibility as a
pre- or post-treatment to mesophilic anaerobic digestion. Waste Management, 23(3):261-272.
Boone, D.R., Xun, L. (1987). Effects of pH, temperature, and nutrients on propionate degradation by
methanogenic enrichment culture. Applied and environmental microbiology, 53(3):1589-1592.
Bouallagui, H., BenCheikh, R., Marouani, L., Hamdi, M. 2003. Mesophilic biogas production from fruit and
vegetable waste in tubular digester. Bioresour, Techn. 86, 85-89.
Boualagui, H., Haouari, O., Touhami, Y., Ben-Cheikh, R., Marouani, L., hamdi, M. (2004). Effect of
temperature on the performance of an anaerobic tubular reactor treating fruit and vegetable waste. Process
Biochemistry. 39:2143-2148.
Bouallagui, H., Touhami, Y., BenCheikh, R., Hamdi, M. (2005). Bioreactor performance in anaerobic
digestion of fruit and vegetable wastes. Proc. Biochem. 40, 989-995.
Braber, K. (1995). Anaerobic digestion of municipal solid waste: a modern waste disposal option on the
verge of breakthrough. Biomass & Bioenergy, 9(1-5):365-376.
Breure, A.M. (1986). Hydrolysis and acidogenesis fermentation of protein and carbohydrates in anaerobic
waste waster treatments. Off setduikkerij Kanters, B.V., Alblasserdam.
Bueno, J.L.; Sastre, H.; Lavin, A.G. (1997). Contaminación e Ingeniería Ambiental: degradación del suelo y
tratamientos de residuos, p. 224-251.
384
Cabrera, G.; Gomez, J.M. and Cantero, D. (2005). Influence of heavy metals over growth and ferrous
sulphate oxidation by Acidithiobacillus ferrooxidans in pure and mixed cultures. Process Biochemistry,
40:683-2687.
Cámara de Cuentas de Andalucía. (2001). Internet: http://www.ccuentas.es/
Carreras, N., Dorronsoro, J.L. (1999a). Aprovechamiento energético de los residuos sólidos urbanos (RSU)
en España. Residuos, 50:66-68.
Carreras, N., Dorronsoro, J.L. (1999b). Aprovechamiento energético del biogas generado a partir de
residuos sólidos urbanos. TecnoAmbiente, 71:121-123.
Castellanos, P.R. (2001). Alternativas a la revalorización de diferentes residuos o fracciones de residuos.
Revista de Estudios locales, 225-262.
Castrillón, L.; Marañon, E.; Fernandéz, E.; Sastre, H. (2002). Anaerobic treatment of sludge from a MSW
landfill leachate treatment plant. First International Conference on Waste Management and the
Environmental, p. 151-160.
Cecchi, F., Pavan, P., Mata Alvarez, J., Bassetti, A., Farneti, A. (1989). Analysis of the thermophilic semi-dry
anaerobic fermentation of the organic fraction of the municipal solid wasted sorted by plant. En: Thomékozmiensky, K.J. (Ed). Recycling International, EF-Verlag GMbH, Berlin. 1:241-247.
Cecchi, F., Vallini G., Mata-Álvarez, J. (1990). Anaerobic digestion and composting in an integrated strategy
for managing vegetables residues from agro-industries or sorted organic fraction of municipal solid waste.
Water Science and Technology, 22(9):33-41.
Cecchi, F., Pavan, P., Mata Alvarez, J., Bassetti, A., Cozzolino, C. (1991). Anaerobic digestion of municipal
solid waste: thermophilic vs. mesophilic performance at high solids. Waste Management & Research, 9:305315.
Cecchi, F., Mata Alvarez, J., Verstraete, W. (1992). Mem. Int. Symp. Anaerobic Digestion Solid Waste,
Venice-Italy, 595-600.
Cecchi, F., Battistoni, P., Pavan, P., Fava, G. and Mata-Alvarez, J. (1994). Anaerobic digestion of OFMSW &
BNR processes: a possible integration. Preliminary results. Wat. Sci. Tech. 30(8):65-72.
CEPIS- Centro Panamericano de Ingeniería Sanitaria. (2004). Disposición final de residuos sólidos. Haddad,
J.F. (ed.). Internet: www.cepis.org.pe/eswww/fulltext/curso/asourba/aseourba.html
Chen, T.H. (1999). Anaerobic treatment of Poultry Mortalities. En: Mata-Álvarez, J., Tilche, A., Cecchi, F.
(eds). Proc. Of the Sec. Int. Sym. on Anaerobic Digestion, Barcelona, 2:65-68.
Chiu, Y.C., Chang, C.N, Lin., J.C., Huang, S.J. (1997), Alkaline and ultrasonic pre-treatment of sludge before
anaerobic digestion. Wat. Sci. Techno., 36(11):155-162.
385
Bibliografía
Chugh, S., Pullammanappallil, P., Nopharatana, A., Chynoweth, D.P., Rudolph, V. (1997). Anaerobic
digestion of municipal solid waste. Asian Pacific Conference on Sustainable Energy Environmental
Technology, 467-474.
Chugh, S., Chynoweth, D.P., Clarke, W., Pullammanappallil, P., Rudolph, V. (1999). Degradation of unsorted
municipal solid waste by a leach-bed process. Bioresource Technology, 69:103-115.
Chynoweth, D.P. (1987). Overview: Anaerobic Digestion of Biomass. Chynoweth, D.P. and Isaacson, R.
(Eds.). Ed. Elsevier Applied Science. New York, 1-15.
Chynoweth, D.P., Bosch, G. Early, J.F., Legrand, R, Liu, K. (1991). A novel process for anaerobic
composting of municipal solid waste. Applied Biochemistry and Biotechnology, 28/29:421-432.
Chynoweth, D.P., O´Keefe, D.M., Barkdoll, A.W., Owens, J.M., Early, J.F.K., Legrand, R. (1992). Aerobic
versus anaerobic composting of municipal solid wastes. Proceedings Energy from Biomass and Wastes XVI,
Orlando, FL.
Chynoweth, D.P. (1996). Environmental impact of biomethanogenesis. Envir Monitoring and Assessment,
42:3-18.
Chynoweth, D.P., John M.O., Legrand, R. (2001). Renewable methane from anaerobic digestion of biomass.
Renewable Energy, 22:1-8.
Chynoweth, D.P., Townsend, T., Sinfontes, J. (2002). Anaerobic composting for recovery of energy,
nutrients, and composting from solid waste during extended space missions. Environmental Systems
Commercial Space Technology Center. Annual Report, 1-11.
Consejería del Medio Ambiente (2004) (2005). Internet: http://www.cma.junta-anadalucia.es/residuos/
Consorcio Bahía de Cádiz (2003) (2004). Inteenet: http://www.biorreciclaje.com/cbc/
Comunidad
Autónoma
de
Andalucía
(2004)
http://www.juntadeandalucia.es/SP/JDA/CDA/Secciones/Otras_instituciones/JDAOtras_Instituciones/0,20313,,00.html
(2005).
Internet:
Countreau, S. J. Environmental management of urban solid wastes in developing countries. A project guide.
Washington, DC: The World Bank.
Crest (2005). http://www.crest.org/renewables/digestion-list-archive).
De Baere, L., Verstraete, W. (1985). Anaerobic fermentation of semisolid and solid substrates. Laboratory of
Microbial ecology, 195-208.
De Baere, L., Van Meenen, P., Deboosere, S., Verstraete, W. (1987). Anaerobic fermentation of refuse.
Resources and Conservation, 14, 295-308.
386
De Baere, L. (2000). Anaerobic digestion of solid waste: state of the art. Water Science Technology,
41(3):283-290.
De Baere, L. (2005). Will anaerobic digestion of solid waste survive in the future? 4Th International
Symposium Anaerobic Digestion of Solid Waste. Copenhagen (Denmark), 1:72-82.
De Lactos, H.F., Desbois, S., saint-Joly, C. (1997). Anaerobic digestion of municipal solid waste: Valorga full-
scale plant in Tilburg, the Netherlands. Wat. Sci. Techno., 103(2):180-185.
De la Rubia, M.A., Perez, M., L.I. Romero, D. Sales. (2002). Anaerobic mesophilic and thermophilic
municipal sludge digestion. Chem. Biochem. Eng. Q., 16(3):119-124.
De la Rubia, M.A. (2003). Puesta en marcha y optimización de la degradación anaerobia termofílica de lodos
de EDAR. Tesis de Doctorado. Serv. Publicaciones de la Universidad de Cádiz.
Delgenès, J.P., Rustrian, E., Bernet, N., Moletta, R. (1998). Combined biodegradation of carbon, nitrogen
and phosphorus from wastewaters. Journal of Molecular Catalysis B, 5(1-4):429-433.
Domingo, J.L., Schumacher, M. (2001). Exposición a contaminantes químicos y biológicos través del
compost elaborado con la fracción orgánica de Residuos sólidos urbanos. Riegos sobre la salud. Residuos,
v. 57, p. 72-77.
Edelmann, W., Engeli, H. (1992). Combined digestion and composting of organic industrial and municipal in
Switzerland. Proc. Int. Symp. Anaerobic Digestion Solid Waste. Venice-Italy, 225-240.
Edelmann, W., Joss, A., Engeli, H. (1999). Two step anaerobic digestion of organic solid wastes. En: Mata-
Álvarez, J., Tilche, A., Cecchi, F. (eds). Proc. Of the Sec. Int. Sym. on Anaerobic Digestion, Barcelona,
2:150-153.
El-Fadel, M., Massoud, M. (2001). Methane emissions from wastewater management. Environmental
Pollution, 114:177-185.
Engeli, H., Edelmann, W., Fuchs, J, Rottermann, K. (1993). Survival of plant pathogens and weed seeds
during anaerobic digestion. Water Sci. Techno., 27(2):69-72.
Fannin, K.F. (1987). Start up operation, stability and control in anaerobic digestion of biomass. En:
Chynoweth, D.Y. y Isaacson, R. (eds). Elsevier Applied Science, LTD.
Fannin, K.F., Biljetina, R. (1987). Reactor designs. En: Anaerobic digestion of biomass. Elsevier applied
Science, New York.
Farinet, J.L., Pommares, P. (1999). Anaerobic digestion of coffee pulp: A plant pilot study in Mexico. En:
Mata-Álvarez, J., Tilche, A., Cecchi, F. (eds). Proc. Of the Sec. International Symposium on Anaerobic
Digestion, Barcelona, 2:129-132.
387
Bibliografía
Fernández-Polanco., F, García-Encina, P.A. (2000). Procesos Biológicos Anaerobios. Universidad de
Valladolid. Jornadas sobre tratamientos biológicos de residuos orgánicos, Albeada de Iregua (Logroño), 125.
Fernandez, F.S., Ollay, M.C. (1997). Residuos sólidos urbanos: Problemática y tratamiento. En: Bueno, J.L.,
Sastre, H., Lavin, A.G. Contaminación e Ingeniería Ambiental: degradación del suelo y tratamientos de
residuos, 59-87.
Ferguson, T., Mah, R. (1987). Methanogenic bacteria. En: Chynoweth, D., Isaacson, R. (eds). Anaerobic
digestion of biomass. Elsevier Applied Science STD.
Flotats, X., Campos, E., Bonmatí, A. (1998). Banc d'assaigs de digestió anàerobia de residus orgànics. II
Jornades sobre Energia, 21-27.
Flotats, X., Bonmatí, A., Campos, E., Teira, M.R. (2000). El proceso de secado de purines en el marco de
gestión integral de residuos ganaderos. Residuos, 53:40-46.
Fukuzaki, S., Nishio, N., Shobayashi, M., Nagai, S. (1990). Inhibition of fermentation of propionate to
methane by hydrogen, acetate, and propionate. Applied and Environ. Microbiology, 56(3): 719-723.
Galbraith, H., Miller, T.B., Paton, A.M., Thompson, J.K. (1971). Antibacterial activity of long chain fatty acids
and the reversal with Calcium, Magnesium, Ergocalciferol y Colesterol. Journal of applied Bacteriology,
34(4):803-813.
Gallert, C., Bauer, S., Winter, J. (1998). Effect of ammonia on the anaerobic degradation of protein by a
mesophilic and thermophilic biowaste population. Applied Microb. and Biotechn., 50:495-501.
Gallert, C.; Henning, A.; Winter, J. (2003). Scale-up of anaerobic of the biowaste fraction from domestic
wastes. Water Research, v. 37, p. 1433-1441.
Galy-Lacaux, C., Delmas, R., Kouadio, J., Richard, S., Gosse, P. long-term greenhouse gas emissions from
hydroelectric reservoirs in tropical forest regions. Global Biogeochemical Cycles, 13:503-517, 1999.
García de las Heras, J., Salaberria, A., Prevot, C., Sancho, L. (1999). Increase of organic loading rate and
specific methane production by splinting phases in anaerobic digestion of sewage sludge. En: Mata-Álvarez,
J., Tilche, A., Cecchi, F. (eds). Proc. Int. Sym. on Anaerob. Dig., Barcelona, 2:77-80.
García de las Heras, J., Gutiérrez, I. (2002). Digestión aerobia termofílica auto sostenida de lodos urbanos.
Tecnología del Agua, 220.35-45.
García-Morales, J.L. (1997). Dinámica de colonización de la biopelícula bacteriana en reactores anaerobios
termofílicos. Tesis de Doctorado. Serv. Publicaciones de la Universidad de Cádiz.
Gatón, J.J.M. (2002). Estudio de la estabilidad durante el compostaje de residuos municipales. Tesis de
Doctorado. Universidad de Córdoba, 1-52.
388
Gebauer, R. (1999). Anaerobic digestion of fish farming sludge. En: Mata-Álvarez, J., Tilche, A., Cecchi, F.
(eds). Proc. Of the Sec. Int. Sym. on Anaerobic Digestion, Barcelona, 2:101-104.
Ghosh, S., Vieitez, E.R., Liu, T., Kato, Y. (1997). Biogasification of Solid Wastes by Two-Phase Anaerobic
Fermentation. Third Biomass Conference of the America´s, 25-34.
Hamzawi, N. Kennedy, K.J., Mclean, D.D. (1999). Review of applications of high-solids anaerobic digestion
to solid waste types. Journal of Solid Waste Techno. and Manag., 26(3), 119-132.
Hanaki, K., Matsuo, T., Nagase, M. (1981). Mechanism of inhibition caused by long-chain fatty acids in
anaerobic digestion process. Biotechnology and bioengineering, 23:1591-1610.
Hansen, K., Angelidaki, I., Ahring, B.K. (1998). Anaerobic digestion of swine manure: inhibition by ammonia.
Water Research, 32(1):5-12.
Harper, S.R., Pohland, F.G. (1986). Recent developments in hydrogen management during anaerobic
biological waste water treatment. Biotech. Bioeng., v. 28, p. 585-602.
Hartmann, H., Ahring, B.K. (2005). Strategies for the anaerobic digestion of the organic fraction of municipal
solid waste- A review. 4Th International Symposium Anaerobic Digestion of Solid Waste. Copenhagen
(Denmark), 1:34-51.
Hashimoto, A.G. (1986). Ammonia Inhibition of methanogenesis from cattle wastes. Agricultural Wastes,
17:241-261.
Hashimoto, A.G. (1989). Effect of inoculum/substrate ratio on methane yield and production rate from straw.
Biological wastes, 28:247-255.
Henze, M., Gujer, W., Mino, T., Matsuo, T., Wentzel, M., Marais, G. (1995). Activated sludge model Nª2.
IAWQ Scientific and Technical Report Nª3. Int. Assoc. Water Qual. Londres.
Hernández, M. (2001). Gestión de lodos en EDARS. META 2001, Ciudad real.
Hill, D.T., Coob, S.A., Bolte, J.P. (1987). Using volatile fatty acid relationship to predict anaerobic digester
failure. Transitions of ASAE, 30(2):496-501.
Hill, D.T., Holmberg, R.D. (1988). Long chain volatile fatty acid relationship in anaerobic digestion of swine
waste. Biological wastes, 23:195-214.
Hill, D.T., Jenkins, S.R. (1989). Measuring alkalinity accurately in aqueous systems containing high organic
acid concentrations. Transitions of ASAE, 32(6):2175-2178.
Hill, D.T., Cobb, S.A. (1993). Modelling predictive indicators in animal waste methanogenesis. ASAE,
36(3):879-885.
389
Bibliografía
Himebaugh, R.R., Smith, M.J. (1979). Semi-micro tube method for chemical oxygen demand. Anal. Chem.,
51:1085.
Hobson, P.N., Shaw, B.G. (1976). The bacterial population of piggery-waste anaerobic digester. Water
Resource, 8:507-516.
Hobson, P.N., Wheatley, A.D. (1993). Anaerobic digestion. Modern theory and practice. Elsevier Applied
Science, London, New York.
Hofenk, G., Lips, S.J., Rijkens, B.A., Voetberg, J.W. (1984). Two-phase anaerobic digestion of solid organic
wastes yielding biogas and compost. EC Contract Final Report ESE-E-R-040-NL.
Houbron, E., Dumortier, R., Delgenes, J.P. (1999). Food solid waste solubilization using methanogenic
sludge as inoculum. En: Mata-Álvarez, J., Tilche, A., Cecchi, F. (eds). Proc. Of the Sec. Int. Sym. on
Anaerobic Digestion, Barcelona, 2:117-120.
Houghton, I.T., Ding, Y., Grigs, D.J., Noguer, M., van der Linden, P.J., Xiaosu, D. (2001). Climate Change:
the scientific basis contribution of working group I. Cambridge University Press, 34-35.
Hulshoff Pol, L., Lens, P., Stams, A., Lettinga, G. (1998). Anaerobic treatment of sulphate-rich wastewaters.
Biodegradation, 9:213-224.
Hwu, C.H., Lettinga, G. (1997). Acute toxicity of oleate to acetate-utilizing methanogens in mesophilic and
thermophilic anaerobic sludge’s. Enzyme Microb. Techno., 21:297-301.
IEA -International Energy Agency (2003). Bio-energy Anaerobic Digestion Activity. Biogas from Municipal
Solid Waste: an overview of systems and markets for anaerobic digestion of MWS (Booklet). Minister of
Energy/Danish Energy Agency. Copenhagen- Denmark.
INE-Instituto Nacional de Estadística. (2002). Encuesta sobre recogida y tratamiento de residuos urbanos
2002. Librería del INE-Servicios Centrales de Madrid.
Ingelmo, F., Canet, R., Ibañez, M.A., Pomares, F., García, J. (1998) Use of MSW compost, dried sewage
sludge and other wastes as partial substitutes for peat and soil. Bioresource Technology, 63(2):123-129.
Iza, J. (1995). Control del proceso anaerobio. I Curso de Ingeniería Ambiental. Universidad de Lleida.1-23.
Jewell, W.J. (1982). Dry anaerobic fermentation of agricultural and high strength wastes. En: Hugles, D.W. et
al. (eds), Elsevier Biomedical press, Amsterdam, 151.
Jiménez, M.A. (1996). La calidad como estrategia competitiva. Gestión, rentabilidad y auditoria. Editora
Tébar Flores, S.L. Albacete-ES. 91-93.
Kanters, J., Louw, R. (1994). Chloride input and output in combustion of municipal solid waste in a lab-scale
mini-reactor system. Chemosphere, 29(9-11), 1919-1925.
390
Kayhanian, M., Tchobanoglous, G. (1992). Pilot investigation of an innovative two-stage anaerobic digestion
and aerobic composting process for the recovery energy and compost from organic fraction and aerobic
composting process. Proc. Int. Symp. Anaerob. Dig. Solid Waste. Venice-Italy, 181-192.
Kashyap, D.R., Dadhich, K.S., Sharma, S.K. (2003). Biomethanization under psychrophilic conditions: a
review. Bioresouces Technology, 87:147-153.
Kim, I.S., Kim, D.H., Hyun, S. (1999). Effect of particle size, sodium concentrations on anaerobic thermophilic
food waste digestion. Proceedings of the II International symposium on Anaerobic Digestion of Solid Waste,
Barcelona, 2:13-16.
Kim, M., Ahn, Y., Speece, R.E. (2002). Comparative process stability and efficiency of anaerobic digestion:
mesophilic vs. thermophilic. Water Research, 36.4369-4385.
Koster, I.W., Lettinga, G. (1984). The influence of ammonia nitrogen on the specific activity of pelletized
methanogenic sludge. Agric. Wastes, 9:205-216.
Koster, I.W., Zeemen, E. (1988). Ammonia inhibition of the maximum growth rate (µm) of the
hydrogenotrophic methanogens at various pH-levels and temperatures. Appl. Microbiol. Biotechnol., 28:500505.
Krylova, N., Khabiboulline, R., Naumova, R., Nagel, M. (1997). Journal of Chemistry, 79:99-105.
Kubler, H., Schertler, C. (1994). 3-phase anaerobic digestion of organic wastes. Wat. Sci. Techno.,
30(12):367-374.
Kugelman, I.J., Chin, K.K. (1971). Toxicity synergism and antagonism in anaerobic waste treatment
processes: Anaerobic biological treatment processes. Advances in Chemistry Series, n. 105. American
Chemical Society, Washington, DC.
Lai, E.T.; Nopharatana, A.; Pullammanappallil, C.P.; Clarke, W.P. (2001). Cellulolytic activity in leachate
during leach-bed anaerobic digestion of municipal solid waste digestion. Water Science Technology, v. 44
(8), p. 91-102.
Lay, J.J., Li, Y.Y., Noike, T. (1997). Influences of pH and moisture content on the methane production in
high-solid sludge digestion. Water Research, 31(10):1518-1524.
Levenspiel, O. (2002). Ingeniería de las reacciones químicas. Reverté Ediciones, S.A. México). 938p.
Lissens, G., Vandevivere, P., De Baere, L., Bley, E.M. and Verstraete, W. (2001). Solid waste digesters:
process performance and practice for municipal solid waste digestion. Water Science Technology, 44:8, 91102.
391
Bibliografía
Lu, J., Ahring, B.K. (2005). Effects of temperature and hydraulic retention time on thermophilic anaerobic pre-
treatment of sewage sludge. 4Th International Symposium Anaerobic Digestion of Solid Waste. Copenhagen
(Denmark), 1:159-164.
Lund, B., Jensen, V.F., Have, P., Ahring, B.K. (1996). Inactivation of virus during anaerobic digestion of
manure in laboratory scale biogas reactor. Antonie van Leewenhoek, 69:25-31.
Macé, S., Bolzonella, D., Mata-Álvarez, J. (2005). Full scale implementation of AD Technology to treat the
organic fraction of municipal solid waste in Spain. 4Th International Symposium Anaerobic Digestion of Solid
Waste. Copenhagen (Denmark), 1:409-416.
Madigan, M.T., Martinko, J.M., Parker, J. (1998). Brock Biology of microorganisms. Edit. Prentice may
International (UK) Ltd. 8ªed.
Madokoro, T., Ueno, M., Moro, M., Yamamoto, T., Shibata, T. (1999). Anaerobic digestion system with
micro-filtration membrane for kitchen refuse. En: Mata-Álvarez, J., Tilche, A., Cecchi, F. (eds). Proc. Of the
Sec. Int. Sym. on Anaerobic Digestion, Barcelona, 2:105-108
Mata-Álvarez, J. Cecchi, F., Pavan, P., Llabres, P. (1990). Performance of the digester treating the organic
fraction of municipal solid waste differently sorted. Biological Wastes, 33:181-199.
Mata-Alverez, J., Viturtia, A. Llabres-Luengo, P., Cecchi, F. (1993). Anaerobic digestion of the Barcelona
central market organic waste: experimental study. Bioresource Technol. 39:39-48.
Mata Álvarez, J. (1998a). Plantas de biometanización para la fracción orgánica de los RSU: I Marco de
Aplicación. Residuos, 42.
Mata Álvarez, J. (1998b). Plantas de biometanización para la fracción orgánica de los RSU: II Tecnologías.
Residuos, 42.
Mata-Álvarez, J., Macé, S., Llabrés, P. (2000). Anaerobic of organic solid wastes. An overview of research
achievements and perspectives. Biores. Techn., 74:3-16.
Mata-Álvarez, J. (2002). Anaerobic digestion of the organic fraction of municipal solid waste: a perspective.
In: Biomethanization of Organic fraction of municipal solid wastes. Editor: J. Mata-Álvarez; IWA Publishing
Company, 91-110.
Martínez, J.A. (2001). Tratamiento de Residuos. Un problema medioambiental y socio-económico. Revista
de Estudios Locales. Extra Julio, 303-311.
Martin, D.J., Potts, L.G.A., Reeves, A. (1999). Small-scale simulation of waste degradation in landfills.
Biotechonology Letters, 19:683-686.
McCarty, P.L. (1964). Anaerobic waste treatment fundamentals III. Publ. Wks., 95:91-94.
392
McCarty, P.L. (1981). One hundred years of anaerobic treatment. En: Hunghes, et al. Anaerobic digestion
(eds). Elsevier Biomedical Press. Amsterdam, 3-22.
McCarty, P.L., Mosey, F.E. (1991). Modelling of anaerobic digestion processes. Water Science, 24(8):17-33.
McCarty, P.L., Canziani, O.F., Leary, N.A., Dokken, D.J., White, K.S. (2001). Climate Change: impacts,
adaptation y vulnerability. Assessment Report of the Intergovernmental panel on Climate Change (IPCC).
Cambridge University press, 12-24.
Mc-Inerney, M.J., Bryant, M.P. (1981). Review of methane fermentation fundamentals. Fuel Gas production
from Biomass. Ed. C.L.: Wise CRS Press, 19-46.
Milán, Z., Sánchez, E., Weiland, P., Borja, R., Martín, A., Llangovan, K. (2001). Influence of different natural
zeolite concentrations on the anaerobic digestion of piggery waste. Bioresource Technology, 80(1): 37-43.
MOAUE- Métodos Oficiales de Análisis de la Unión Europea. (1998). Ministerio de la Agricultura, pesca y
Alimentación. Secretaria General Técnica, Neografis Ed. – Madrid, 317-488.
Muñoz-Valero, J.A., Ortiz, J., Vázquez, J. (1987). Técnica y aplicaciones agrícolas de la biometanización.
Serie Técnica. Ministerio de la Agricultura y Pesca y Alimentación, Madrid.
Navarro, A.F., Cegarra, J., Roig, A., Garcia, D. (1993). Relationships between organic matter and carbon
contents of organic wastes. Bioresource Technology, 44:203-207.
Nebot, E. (1992). Caracterización de los principales parámetros de operación de sistemas de tipo filtro
anaerobio: aplicación al diseño. Tesis doctoral, Universidad de Cádiz.
Nielsen, P. Petersen, G. (2000) Thermophilic Anaerobic digestion and pasteurisation: Practical experience
from Danish wastewater treatment plants. Wat. Sci. technol., 42(9):65-72.
Noone, G.P. (1990). The treatment of domestic waste. En: Wheatley, A. (Ed). Anaerobic digestion: a waste
treatment technology. Critical Reports on Applied Chemistry, 31:139-170.
Nopharatana, A., Clarke, W.P., Pullammanappallil, P.C., Silvey, P., Chynoweth, D.P. (1998). Evaluation of
methanogenic activities during anaerobic digestion of municipal solid waste. Bioresource Technology,
64:169-174.
Nopharatana, A., Pullammanappallil, P.C., Clarke, W. (2003). A dynamic mathematical model for sequential
leach bed anaerobic digestion of organic fraction of municipal solid waste. Biochemical Engineering Journal,
13:21-33.
Obaja, D.; Macé, S. Costa, J. Sans, C. Mata-Alvarez, J. (2003) Nitrification, denitrification and biological
phosphorus removal in piggery waster using a sequencing batch reactor. Bioresource Technology, v. 87, p.
103-111.
393
Bibliografía
O’Keefe, D.M, Brigmon, R.L., Chynoweth, D.P. (1993). Influence of methane enrichment by aeration of
recirculated supernatant on microbial activities during anaerobic digestion. Bioresource techno., 71:217-224.
O´Keefe, D.M. y Chynoweth, D.P. (2000). Influence of the separation, leachate recycle and aeration on
treatment of municipal solid waste in simulated landfill cells. Bioresource Techno., 72:55-66.
Omil, F., Mendez, R., Lema, J. (1995). Anaerobic treatment of saline wastewaters under high sulphide and
ammonia content. Bioresource Technology, 54:269-278.
Ouedraogo, A. (1999). Pilot-scale two-phase anaerobic digestion of the biodegradable organic fraction of
Bamako district municipal waste. En: Mata-Álvarez, J., Tilche, A., Cecchi, F. (eds). Proc. Of the Sec. Int.
Sym. on Anaerobic Digestion, Barcelona, 2:73-76.
Orcajo, J.F. (2001). Plan Nacional de Residuos y Estrategia para Castilla-León. Revista de Estudios Locales.
Extra Julio.
Paik, B.C., Shin, H.S., Song, Y.C., Lee, C.Y., Bae, J.H. (1999). Enhanced acid fermentation of food waste in
the leaching bed. En: Mata-Álvarez, J., Tilche, A., Cecchi, F. (eds). Proc. Of the Sec. Int. Sym. on Anaerobic
Palmowski, L.M., y Muller, J.A. (2000). Influence of the size reduction of organic waste on their anaerobic
digestion. Wat. Sci. Tech., 41(3):155-162.
Pavan. P., Musacco, A., Cecchi F., Bassetti A., Mata-Alvarez J. (1994). Thermophilic semi-dry anaerobic
digestion process of the organic fraction of municipal solid waste during transient conditions. Environ.
Technology. 15:1173-1182.
Pavlostathis, S.G., Giraldo-Gómez, E. (1991). Kinetics of anaerobic treatment: a critical review. Critical
reviews in environmental Control, 21(5,6):411-490.
Pérez-Fernández, J.A. (1996). Gestión por procesos: reingeniería y mejora de los procesos de la empresa.
1ª Edición. Editorial ESIC, Madrid-ES.
Pérez, M. (1995). Utilización de bio-reactores avanzados en la depuración anaerobia de vertidos residuales
de alta carga orgánica. Tesis Doctoral. ISBN: 84-7786-293-1, Serv. Publicaciones de la Universidad de
Cádiz.
Pérez, M., L.I. Romero, D. Sales, J.M. Quiroga. (1996). Influence of LAS on organic matter biodegradation.
Tenside Surfactants and Detergents, 6:473-478.
Pérez, M., Romero García, L.I., Quiroga Sales, J.M., Sales Márquez, D. (1996b). Influence of LAS (Linear
Alkylbenzene Sulphonates) on biodegradation kinetics. Chemical and Biochemical Engineering Quarterly,
10(2):75-82.
Pérez, M., Romero, L.I., Nebot, E., Sales, D. (1997a). Thermophilic anaerobic degradation of distillery
wastewater in continuous-flow fluidized bed bioreactors. Biotechnology Progress, 13(1):33-38.
394
Pérez, M., Romero García, L.I., Sales Márquez, D. (1997b). Inmovilización de biomasa anaerobia termofílica
en soportes porosos. Ingeniería del Agua, 4(3):11-16.
Pérez, M., L.I. Romero, D. Sales. (1999). Anaerobic thermophilic fluidized bed treatment of industrial
wastewater: Effect of F: M relationship. Chemosphere, 38(14):3443-3461.
Pérez, M., L.I. Romero, D. Sales. (2001a). Kinetics of thermophilic anaerobes in fixed-bed reactors.
Chemosphere, 44(5):1201-1211.
Pérez, M., L.I. Romero, D. Sales. (2001b). Organic matter degradation kinetics in an anaerobic thermophilic
fluidised bed bioreactor. Anaerobe, 07: 25-35.
PNRU-Plan Nacional de Residuos Urbanos (2000-2006). BOE n.28, de 2 de Febrero de 2000. Ministerio del
Medio Ambiente (2000).
Pohland, F.G. (1992). In: Design of Anaerobic processes for the treatment of industrial and municipal wastes.
Ed. by J.F. Malina and F.G. Pohland. Water Quality Management, vol.7. Technomic Publishing Co.
Lancsaster P.A.
Pozuelo, A.E.C. (2001) Optimización de la digestión anaerobia de purines de cerdo mediante codigestión
con residuos orgánicos de la industria agroalimentaria. Tesis Doctoral, Universidad de Lleida (España).
362p.
Rao, M.S., Singh, S.P. 2004. Bio energy conversion studies of organic fraction of MSW: kinetic studies and
gas yield-organic loading relationships for process optimization. Bioresource Technology, 95:173-185.
Robbins, J.E., Gerhardt, S.A., Kappel, T.J. (1989). Effects of total ammonia on anaerobic digestion and an
example of digester performance from cattle manure-protein mixture. Biological wastes, 27:1-4.
Rodríguez-Caño, R.R. (2003). Utilización de Tecnologías con inmovilización de biomasa para la depuración
anaerobia de residuos acuo-oleosos. Tesis Doctoral. Universidad de Cádiz.
Romero, L.I. (1985). Digestión anaerobia termofílica de vertidos de destilerías vínicas. Tesis de Licenciatura.
Serv. Publicaciones de la Universidad de Cádiz.
Romero, L.I., Sales, D., Martinez, E. (1990). Comparison of three practical processes for purifying wine
distillery wastewater. Process Biochemistry, 25(3):93-96.
Romero, L.I. (1991). Desarrollo de un modelo matemático general para los procesos fermentativos. Cinética
de la degradación anaerobia. Tesis de Doctorado. Universidad de Cádiz.
Romero, L.I., Nebot, E., Sales, D. Quiroga, J.M. (1994). Optimización del proceso de purificación de vinazas
de vino mediante reactores de filtro anaerobio. Tecnología del Agua, 130:26-33.
395
Bibliografía
Romero, L.I., de la Rubia, M.A., Pérez, M., Sales, D. (2002).Digestión anaerobia termofílica de lodos de
EDAR. Revista Técnica de Medio Ambiente-RETEMA, 90:8-22.
Ronzano, E, Dapena, J.L. (1995). Tratamiento de las aguas residuales. Editora Díaz de Santos, S.A. 511p.
Sanjoy, K.B., Richard, L.M., Vikas, U., Mohammad, R.H. (1995). Toxic effects of cadmium a methagenesis
system. Wat. Res., 29(10):2339-2345.
Sawyer, C.N., McCarty, P.L, Parkin, G.F. (2000). Química para ingeniería ambiental. Traducción de la 4 Ed.
de Chemistry for Environmental Engineering. Editora Emma Ariza H, 710.
Scarlette L.G., Lademir, L.B. (2005). Evaluación de la degradabilidad de lixiviados de relleno sanitario en
procesos aeróbicos, utilizando el Test de actividad metanogénica específica (AME). Instituto de
Saneamiento
Ambiental-ISAM,
Universidad
de
Caxias
do
Sul,
Brasil.
www.environmentalfa.org/esp/res/slara.doc.
Schink, B. (1997). Energetic of syntrophic cooperation in methanogenic degradation. Microbiol. Mol. Biol.
Rev. 61:262-280.
Senesi, N., Brunetti, G. (1996). Chemical and physico-chemical parameters for quality evaluation of humid
substances produced during composting. The Science of Composting. En: Bertoldi, M., Sequi, P., Lemmes,
B., Papi, T. Glasgow (UK) (Eds), Blackie Academic & Professional, Part 1, 192-212.
SEBAC Homepage (2003): http://www.agen.ufl.edu/~sifontes/seba_sol.htm
Six, W., De Baere, L. (1992). Dry anaerobic conversion of municipal solid waste by means of the Cracno
process. Wat. Sci. Techno., 25(7):295-300.
Speece, R.E. (1987). Nutrient requirements. En: Chynoweth, D., Isaacson, R. (eds). Anaerobic digestion of
biomass. Elsevier Applied Science STD.
Stafford, D.A. (1982). The effects of mixing & volatile fatty acid concentrations on anaerobic digester
performance. Biomass, 2:43-55.
Sung, S., Liu, T. (2001). Ammonia inhibition on thermophilic aceticlastic methanogenic. Proc. 9th World
Congress Anaerobic Digestion II, Antwerpen, Belgium, 401-407.
Tchobanoglous, G., Theisen, H., Vigil, S. (1993). Integrated Solid Waste Management: Engineering
Principles and Management Issues, Ed. McGraw-Hill.
Tchobanoglous, G., Hilary, T., Vigil, S.A. (1997). Gestión integral de residuos sólidos. MCMXCIII- Mc Graw-
Hill, Inc. 1007p.
Turner, C., Burton, C.H. (1997). The inactivation of viruses in pig slurries: a review. Bioresource Technology,
61:9-20.
396
USEPA- U.S. Environmental Protection Agency. (1989). Criteria for classification of solid waste disposal
facilities and practices. Federal Register, 44(179):53438-53464. Washington, DC.
USEPA- U.S. Environmental Protection Agency. (1995). Test Methods for Evaluating solid waste, SW-846,
Method 9045 C, Soil and waste pH, revision 3, Office of Solid Waste and Emergency Response,
Washington, DC.
USEPA- U.S. Environmental Protection Agency (821-93-009). (1998) Revision A: n-Hexane extractable
material (HEM: oil and grease) and silica gel treated N- Hexane extractable Material (SGT-HEM) by
extraction and gravimetry. Office of Water, Method 1664.
van der Berg, L., Kennedy, K.L. (1981). Potential use of anaerobic process for industrial waste treatment.
Seminar of anaerobic waste water treatment and energy recovery, Pittsburgh-Pennsylvania.
Van de Berg, L., Lentz, C.P. (1980). Effects of digester configuration, waste composition and inoculum rates
of production of methane from wastes. Proceedings – Bioenergy R&D Seminar.
van Lier, J.B. (1993). Digestión anaerobia termofílica: aspectos relacionados con la temperatura. Proc. V
Sem. Depuración anaerobia de aguas residuales, Valladolid.
van Lier, J.B. Hulsbeek, J., Stams, A.J.M., Lettinga, G. (1993). Temperature susceptibility of thermophilic
methanogenic sludge: implications for reactors start up operation. Biores. Techn., 43:227-235.
van Lier, J.B., Sanz, J.L., Lettinga, G. (1996). Effect of temperature on the anaerobic thermophilic conversion
of volatile fatty acids by dispersed and granular sludge. Wat. Res., 30:199-207.
Valdés, W., Díaz, E.E., Duran, L., Álvarez, I. (1999). Anaerobic digestion of coffee pulp: Influence of
neutralization. En: Mata-Álvarez, J., Tilche, A., Cecchi, F. (eds). Proc. Of the Sec. Int. Sym. on Anaerobic
Veeken, A., Hameleres, B. (1999). Effect of temperature on hydrolysis rates of selects biowastes
components. Bioresource Technology, 29:249-254.
Verma, S. Anaerobic digestion of biodegradable organics in municipal solid wastes. (2002). Master of
Science, Columbia University, 1-73.
Vesilind, P.A., Peirce, J.J., Weiner, R. (1988). Environmental Engineering. ISBN 075069231. British Library,
Butterword-heinmann Boston (USA), 249-300.
Verstraete, W., Vandevivere, P. (2005) Types of anaerobic digester for solid wastes. In: Williams, P.T.
Waste treatment and disposal - Critical Reviews in Environmental Science Technology, Ed. Wiley Institute
Science. 390p.
397
Bibliografía
Vogt, G.M., Liu, H.W., Kennedy, K.J., Vogt, H.S., Holbein B.E. (2002). Super blue box recycling (SUBBOR)
enhanced two-stage. Anaerobic digestion process for recycling municipal solid waste: laboratory pilot
studies. Bioresource Technology, 85:291-299.
Zaplatilkova, P., Jenícek, P., Zábranská, J., Dohányos, M. (2001). Comparison of foaming potential in
mesophilic anaerobic digesters. Proc. 9th World Cong. on Digestion Anaerobic II, Belgium, 293-295.
Zeeman, G., Wiegant, W.M., Koster, T.M.E., Lettinga, G. (1985). The influence of the total ammonia
concentration on the thermophilic digestion of cow manure. Agric. Waste, 14:19-35.
Zeikus, J.L. (1979). Thermophilic bacteria: Ecology, physiology and technology. Enzyme and Microbial
Technology, 1(4): 243-252.
Zhang, T.C., Noike, T. (1994). Influence of the retention time on reactor performance and bacterial trophic
population in anaerobic digestion process. Wat. Res., 28(1): 27-36.
Wang, Z., Banks, C.J. (1999). Effect of the temperature on the degradation of the organic fraction of
municipal solid waste (OFMSW) using a conventional single phase stage anaerobic process and a two stage
anaerobic-aerobic system. En: Mata-Álvarez, J., Tilche, A., Cecchi, F. (eds). Proc. Of the Sec. Int. Sym. on
Anaerobic Digestion, Barcelona, 2:65-68.
Weigant, W.M. (1986). Thermophilic anaerobic digestion of waste and waterwaste. pH.D. Thesis,
Wageningen Agricultural University, Wageningen-Holland.
Yeole, T.Y., Ranade, D.R. (1999). Anaerobic digestion of mycelium waste collected during antibiotic
production. En: Mata-Álvarez, J., Tilche, A., Cecchi, F. (eds). Proc. Of the Sec. Int. Sym. on Anaerobic
Ying, B. (1988). Isolation of coenzyme F-420 from anaerobic sludge & its use in when waste treatment
evaluation. PhD thesis. Utah State University, Logan, UT.
398
LEGISLACIÓN DE REFERENCIA
Decisión de la Comisión 94/3/CE, de 20 de diciembre de 1993, DOCE nº L 5, de 7 de enero de 1993.
Decisión de la Comisión 94/904/de 22 de diciembre de 1994, DOCE nº L 356, de 31 de diciembre de
1994.
Decisión de la Comisión 2000/532/CE, de 3 de mayo de 2000, DOCE nº L 226, de 6 de Septiembrede
2000.
Decisión de la Comisión 2001/118/CE, de 16 de enero de 2001, DOCE nº L 47, de 16 de febrero de
2001.
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.
399
Bibliografía
Ley 42/1975, de 19 de noviembre sobre desechos y residuos sólidos y urbanos, BOE nº 280, de 21 de
noviembre de 1975.
Ley 7/1994 del parlamento de Andalucía, de 18 de mayo de protección Ambiental, BOJA nº 79, de 31
de mayo de 1994.
Ley 10/1998, de 21 de abril de 1998, relativa a los residuos, BOE nº 96, de 22 de abril de 1998.
Ley 11/1997, de 24 de abril de Envases y Residuos de Envases, BOE nº 99, de 25 de abril de 1997.
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.
400

Digestión anaerobia termofílica seca de residuos sólidos

Transcripción

Documentos relacionados

CAPÍTULO 1 – GUÍA DE PROBLEMAS 1. Investigar que tipos de

RECORDATORIO DE SEGURIDAD PARA REACTORES