Cap. 9. Procesos biológicos: La digestión anaerobia y el compostaje

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1 Procesos biológicos: digestión anaerobia y compostaje 1 Cap. 9. Procesos biológicos: La digestión anaerobia y el compostaje Resumen: La energía y los constituyentes de la materia orgánica son transformados por los organismos heterótrofos para su crecimiento. Este proceso, que llevan a cabo desde mamíferos, como el hombre, hasta organismos unicelulares, conlleva la transformación de la materia orgánica en biomasa celular, en otros componentes con mayor o menor contenido energético y en la liberación d energia, dependiendo del metabolismo utilizado. Los microorganismos anaerobios transforman materia orgánica en biomasa celular, en compuestos inorgánicos y en una mezcla de compuestos gaseosos, de los cuales el metano es el más importante. El proceso catalizado por estos microorganismos en condiciones controladas recibe el nombre de digestión anaerobia, y tiene un interés indudable desde el punto de vista de gestión de residuos orgánicos y de valorización energética de estos. Los microorganismos aerobios transforman materia orgánica en biomasa celular, con tasas superiores a los anaerobios, y en compuestos oxidados, siguiendo reacciones exotérmicas que producen un incremento de la temperatura del medio y la consecución de otros procesos. El proceso catalizado por estos microorganismos en condiciones controladas recibe el nombre de compostaje y, a pesar de que no ha sido considerado como un sistema de valorización energética, el tiene lugar gracias a la transformación de la energía contenida en la materia orgánica, para dar lugar a compuestos finales de utilidad agronómica. Por tanto tiene un interés indudable desde el punto de vista de la gestión de residuos orgánicos. Los dos procesos, por separado o combinados, son conservativos para los nutrientes, esto es, se mantienen en el sistema cambiando tan solo su estado de oxidación. Por ello, son procesos clave en una estrategia de reciclado de nutrientes.

2 2 Xavier Flotats y Elena Campos Cap. 9. Procesos biológicos: La digestión anaerobia y el compostaje Parte I. DIGESTIÓN ANAEROBIA 1.1. FASES DE LA FERMENTACIÓN ANAEROBIA 1.2. PRODUCCIÓN DE BIOGAS 1.3. PARÁMETROS AMBIENTALES Y OPERACIONALES DEL PROCESO ph y alcalinidad Potencial redox Nutrientes Temperatura Toxicidad e inhibición Agitación/mezclado Otros parámetros 1.4. CLASIFICACIÓN DE SISTEMAS MODELOS CINÉTICOS UTILIZADOS PARA RESIDUOS SÓLIDOS ASPECTOS ENERGÉTICOS Y AMBIENTALES Energía Aspectos ambientales Aspectos sanitarios Objetivos genéricos 1.7. APLICACIÓN AL TRATAMIENTO DE LA FORM Origen y características del residuo Tipos de reactores y sistemas Rendimientos en la producción de biogás Aspectos económicos APLICACIÓN AL TRATAMIENTO DE LODOS ORGÁNICOS Origen y caracterización Tipos de reactores y sistemas Aspectos económicos 1.9. APLICACIÓN AL TRATAMIENTO DE RESIDUOS GANADEROS

3 Procesos biológicos: digestión anaerobia y compostaje Pretratamientos para optimizar la producción de biogás Tipos de reactores utlizados para digerir residuos ganaderos Reactor-balsa o lagunas anaerobias Reactores discontinuos Mezcla completa Reactores de flujo pistón Posibilidades de implantación de la digestión anaerobia de residuos ganaderos CODIGESTION ANAEROBIA APROVECHAMIENTO DEL BIOGÁS DE VERTEDEROS Estimación de la producción de biogás en un vertedero Fases de evolución del vertedero UTILIZACIÓN DEL BIOGÁS Almacenamiento del gas Uso del biogás Tratamiento del biogás en función del uso Métodos de concentración del biogás (eliminación de CO 2 )

4 4 Xavier Flotats y Elena Campos Parte I. DIGESTIÓN ANAEROBIA La descomposición anaerobia (en ausencia total de oxígeno o nitratos) de la materia orgánica produce un gas combustible. Este gas contiene una alta proporción en metano (CH 4 en concentración superior al 60 % en el gas), con una potencia calorífica inferior del orden de Kcal/m 3, y se designa usualmente como biogas. Todo proceso de digestión anaerobia lleva parejo una eliminación/depuración de la carga orgánica y la producción de este gas. Las instalaciones especialmente diseñadas para optimizar este proceso se designan como digestores de metano, plantas de biogas o simplemente reactores anaerobios. Este tipo de fermentación, anaerobia con producción de metano, no es más que un tipo de fermentación catalizada por bacterias específicas y de la cual se tienen primeras noticias de Volta (1776), quien descubrió la formación de un gas combustible sobre pantanos, lagos y aguas estancadas, y que relacionó con la cantidad de materia orgánica depositada en su fondo. No fue hasta 1868 en que se definió las reacciones como constituyentes de un proceso microbiológico. En 1890 Donald Cameron diseñó una gran fosa séptica para la ciudad de Exeter, en Gran Bretaña, y con el gas obtenido alimentó la red de alumbrado público. Durante la Segunda Guerra Mundial, muchos granjeros de Inglaterra, Francia, e incluso Alemania, construyeron digestores para producir gas combustible y con él alimentar tractores y producir electricidad. Estas instalaciones cayeron en desuso a finales de los años La primera instalación de la que se tienen noticias se construyó en Bombay, en 1859, y desde entonces en la India se han promovido pequeñas plantas, a nivel familiar o local, tratando estiércol de ganado vacuno con el objetivo de producir gas para cocinar y obtener, a su vez, un producto fertilizante. A este nivel se encuentran multitud de pequeñas instalaciones, también, en Taiwan, Corea, Tailandia, Kenya, Sudáfrica y China, donde se han contabilizado miles de digestores en comunas y fábricas. Estas instalaciones son sencillas, sin tratamiento del gas producido. Mediante el proceso de digestión anaerobia puede tratarse un gran número de residuos: - residuos agrícolas y ganaderos - lodos de depuradoras biológicas - residuos industriales orgánicos - aguas residuales municipales e industriales - fracción orgánica de residuos sólidos urbanos

5 Procesos biológicos: digestión anaerobia y compostaje FASES DE LA FERMENTACIÓN ANAEROBIA La digestión anaerobia está caracterizada por la existencia de tres fases diferenciadas en el proceso de degradación del sustrato (término genérico para designar, en general, el alimento de los microorganismos), interviniendo diversas poblaciones de bacterias. Ver Figura 9.1. MATERIA ORGÁNICA Proteinas Glúcidos Lípidos HIDRÓLISIS Aminoácidos, azúcares 1 Äcidos grasos, alcoholes Productos intermedios (Ac. Propiónico, butírico, etc..) 1 1 ACIDOGÉNESIS Ac. acético H 2, CO METANOGÉNESIS CH 4 + CO 2 Figura Fases de la fermentación anerobia y poblaciones bacterianas: 1) Bacterias hidrolíticas-acidogénicas; 2) Bacterias acetogénicas; 3) Bacterias homoacetogénicas; 4) Bacterias metanogénicas hidrogenófilas; 5) Bacterias metanogénicas acetoclásticas. La naturaleza y la composición química del sustrato condiciona la composición cualitativa de la población bacteriana de cada etapa, de manera que se establece un equilibrio fácilmente alterable cuando algún tóxico no permite el desarrollo de alguna de las poblaciones. Mientras que en las fases de hidrólisisacidogénesis los microorganismos involucrados suelen ser facultativos, para la tercera fase los microorganismos son estrictos, y con tasas máximas de crecimiento del orden de 5 veces menores a las acidogénicas. Esto significa que si las bacterias metanogénicas tienen algún problema para reproducirse y consumir los ácidos, estos se acumularán, empeorando las condiciones para las bacterias metanogénicas, responsables de la producción de metano.

6 6 Xavier Flotats y Elena Campos Asimismo, las tasas de conversión del sustrato en biomasa bacteriana son del orden de 4 veces inferiores a las tasas correspondientes a sistemas aerobios de eliminación de materia orgánica, lo cual implica que el proceso anaerobio es, en líneas generales, lento, necesitándose varias semanas, incluso meses, de puesta en marcha para conseguir un equilibrio estable entre las poblaciones. La necesidad de un equilibrio entre las diversas poblaciones se pone de manifiesto en el caso de la etapa acetogénica (2 en Figura 9.1). Por ejemplo, la descomposición anaerobia de los ácidos propiónico y butírico no son termodinámicamente posibles para presiones parciales del hidrogeno relativamente elevadas (ver Figura 9.2), y por tanto es necesaria la presencia de poblaciones bacterianas capaces de eliminar del medio los productos de la etapa acetógenica. G (kj/e - ) Oxidación de propiónico a hidrógeno, CO 2 y acético Oxidación de butírico a acético Metanogénesis hidrogenotrópica Presión de Hidrógeno (atm) Figura 9.2. Relación entre la variación de energía libre de la reacción y la presión parcial de hidrógeno. Por el ejemplo, para el butírico, o CH3CH 2CH 2COOH + 2H 2O 2CH 3COOH + 2H 2 G = + 48kJ / reacción, la reacción es posible si la presión parcial del hidrógeno baja, por debajo del orden de 10-4 atmósferas (Figura 9.2). El hidrógeno puede ser consumido por bacterias metanogénicas hidrogenófilas (4 en Figura 9.1), según la reacción o H 2 + CO2 CH 4 + 2H O G = 131kJ / reacción, 4 2 de manera que si coexisten en el reactor bacterias acetogénicas y metanogénicas hidrogenófilas, la reacción resultante,

7 Procesos biológicos: digestión anaerobia y compostaje 7 o 2CH 3CH 2CH 2COOH + CO2 + 2H 2O 4CH 3COOH + CH 4 G = 35kJ / reacció, asegura que la descomposición del butírico es posible. Si al mismo tiempo el ácido acético se descompone a metano por acción de las bacterias metanogénicas acetoclásticas (5 en Figura 9.1), o CH3COOH CH 4 + CO2 G = 36kJ / reacción, la reacción resultante global, o CH3CH 2CH 2COOH + H 2O 5CH 4 + 3CO G = 179 kj / reacción 2 2 asegura no tan solo que la descomposición del butírico es posible, si no además que la variación de la energía libre es suficientemente elevada para permitir la síntesis de ATP y el crecimiento bacteriano. Queda claro, con lo anterior, que uno de los métodos más precisos de diagnóstico del proceso será el seguimiento de las concentraciones relativas de ácidos grasos volátiles de cadena corta en el digestor PRODUCCIÓN DE BIOGAS Para un sistema anaerobio, la DQO (Demanda Química de Oxígeno) puede considerarse un parámetro conservativo. Esto es, la suma de las DQO de entrada debe ser igual a la suma de las DQO de salida: DQO influente = DQO efluente + DQO biogás (1) Si se considera un biogás formado exclusivamente por CH 4 y CO 2, y teniendo en cuenta que la DQO del CO 2 es nula, la DQO eliminada en el residuo se correspondería con la DQO obtenida en forma de metano, lo cual significa 2,857 kg DQO por m 3 CH 4, o 0,35 m 3 de CH 4 por kg de DQO eliminada, a P=1 at. y T=0ºC, o 0,38 m 3 de CH 4 a P=1 at. y 25 ºC. Atendiendo a la potencia calorífica del metano, estos valores corresponderían aproximadamente a 3,5 kw h/kg DQO eliminada, en unidades de energía primaria. Esto confiere a los sistemas anaerobios una clara ventaja frente a los sistemas aerobios de tratamiento de residuos orgánicos y aguas residuales, para los cuales el consumo de energía para transferir oxígeno se encuentra alrededor de 1 kw.h/kg O 2 consumido. Variaciones sobre los valores anteriores pueden ser debidos a posibles acumulaciones en el reactor, a la producción de otros gases (H 2, H 2 S, ), o a que la DQO medida no tan solo sea debida al carbono oxidable. Para una transformación completa de un compuesto en CH 4 y CO 2, Bushwell y Mueller (1952) propusieron la ecuación siguiente, basada en el número de oxidación medio de los átomos de carbono:

8 8 Xavier Flotats y Elena Campos a b n a b n a b CnH aob + n H 2O + CO2 + + CH 4 (2) Por ejemplo, para la glucosa, de la ecuación anterior se obtiene que un mol de glucosa produce 3 moles de metano y 3 de dióxido de carbono, o 0,37 m 3 CH 4 por kg de glucosa degradada. Los valores predichos por esta ecuación son una aproximación, ya que: - Parte de los elementos que componen el substrato se transformarán en los componentes de las bacterias anaerobias, y por tanto no darán lugar a metano. - Algunos compuestos pueden ser no biodegradables por vía anaerobia y, aún siéndolo, pueden dar lugar a otros intermedios no biodegradables. - El CO 2 producido se disolverá en parte en el efluente, en función del ph, dando lugar a un aumento de la alcalinidad, no midiéndose en el biogás. Por lo anterior, y debido que no es posible establecer una expresión estequiométrica para todos los residuos, es conveniente la realización de ensayos de biodegradabilidad anaerobia, en los cuales se mide experimentalmente el porcentaje de la DQO de un residuo que es transformable en CH 4. El valor así obtenido es el potencial máximo, que se verá limitado a escala industrial por aspectos cinéticos y de operación. La producción máxima de biogás dependerá de su composición relativa en lípidos, glúcidos y proteinas. Diferentes autores estiman que la producción máxima de biogas para cada tipo de componente es equivalente a 0,89 tep/tonelada de lípidos, 0,32 tep/tonelada de glúcidos y 0,42 tep/tonelada de proteinas (tep= tonelada equivalente de petróleo) 1.3. PARÁMETROS AMBIENTALES Y OPERACIONALES DEL PROCESO ph y alcalinidad En cada fase del proceso los microorganismos presentan máxima actividad en un rango de ph diferenciado: hidrolíticos entre 7,2 y 7,4; acetogénicos entre 7 y 7,2 y metanogénicos entre 6,5 y 7,5. En el mantenimiento del ph es de vital importancia el sistema formado por las diferentes formas del carbono inorgánico, en equilibrio -dióxido de carbono, bicarbonato, carbónico-. En algunas aguas residuales con bajo poder tampón puede llegar a ser necesario controlar exteriormente el ph, a fin de evitar su bajada debida a los ácidos generados en la segunda fase. No es así para los residuos orgánicos complejos, como los ganaderos o los municipales, para los cuales su alta alcalinidad permite una autorregulación permanente del ph. Las mezclas de diferentes residuos puede permitir controlar la alcalinidad necesaria. Se admite que una alcalinidad comprendida entre 2 y 3 g CaCO 3 /L es suficiente para la autorregulación del ph en el reactor.

9 Procesos biológicos: digestión anaerobia y compostaje Potencial redox Debe ser suficientemente bajo para asegurar el desarrollo de poblaciones metanogénicas estrictas. Las bacterias metanogénicas requieren potenciales de oxidación-reducción inferiores a -300 mv Nutrientes En el medio a digerir debe haber una relación adecuada entre nutrientes para el desarrollo de la flora bacteriana. La relación C/N debe estar comprendida entre 15/1 y 45/1, con un valor recomendable de 30/1. Valores muy inferiores disminuyen la velocidad de reacción y valores muy superiores crean problemas de inhibición. Para el fósforo la relación óptima es C/P =150/1. Valores inferiores no crean problemas de inhibición. En general, los residuos ganaderos, los lodos o la FORM no presentan problemas por falta de nutrientes Temperatura El proceso de DA puede realizarse a tres rangos diferentes de temperatura: Psicrófilo: por debajo de 20ºC; mesófilo, entre 30º y 40 ºC; termófilo, entre 50º y 70ºC. Con el aumento en el rango de temperaturas se aumenta la tasa de hidrólisis, la velocidad de crecimiento de las bacterias y con ésto la velocidad en la producción de biogas. También disminuye la viscosidad, lo que puede permitir un menor consumo energético para bombeo y agitación. Trabajando en el rango termofílico se asegura, además, la destrucción de patógenos, la eliminación de malas hierbas y de huevos y larvas de insectos, por lo cual presenta interés para el tratamiento de residuos que han de ser aplicados al suelos y cultivos que requieran un cierto grado de higienización A pesar de las grandes ventajas de los sistemas termofílicos, estos requieren de mayor control y seguimiento, debido que a altas temperaturas el nitrógeno amoniacal se comporta como inhibidor (ver apartado siguiente). Esto puede soslayarse mediante mezclas de residuos de diferente origen para disminuir la concentración en nitrógeno Toxicidad e inhibición Las formas no ionizadas de los ácidos grasos volátiles, así como el amoníaco libre o el ácido sulfhídrico son inhibidores de importancia de las bacterias metanogénicas. Estos compuestos presentan una inhibición de tipo reversible. Los metales pesados también son inhibidores, o tóxicos a altas concentraciones (ver Tabla 9.1). La aclimatación de las poblaciones bacterianas juega un papel importante en el momento de definir concentraciones críticas, así como el efecto sinérgico o

10 10 Xavier Flotats y Elena Campos antagónico que la presencia de una sustancia puede tener sobre la actividad tóxica de otra. Tabla Concentraciones de inhibición y de toxicidad de los metales pesados en digestión anaerobia Metal Concentración de inhibición (mg/l) Límite de toxicidad (mg/l) Concentración para 50% inhibición (mg/l) Ref. Hayes y Theis (1978) Lawrence y McCarty (1965) Cr (III) Cr (VI) Cu Ni Cd - 20* Pb * Zn *Los autores señalan que el límite de toxicidad debe encontrarse por encima de la concentración especificada. Las concentraciones a partir de las cuales el amoníaco libre es un inhibidor no están definidas nítidamente. Así, mientras unos autores proponen el valor de 200 mg N/L, otros proponen el de 700 mg N/L. Las diferencias que se encuentran sobre este valor en la bibliografía son debidas a aclimatación de las bacterias y al hecho que la concentración de amoníaco libre depende del ph y la temperatura Agitación/mezclado Hay diferentes razones para mantener un cierto grado de agitación en el medio en digestión: - Mezclado del substrato de alimentación con el substrato en digestión - Distribución uniforme de calor para mantener una distribución uniforme de temperaturas - Evitar la formación de espumas o la sedimentación - Favorecer la transferencia de gases, que pueden ser atrapados en forma de burbujas en el substrato. La potencia necesaria para cubrir la demanda energética de la agitación varia en función del volumen y la forma del digestor, y de las características del residuo. Se encuentran valores comprendidos entre 10 y 100 W h/m 3 día. Usualmente se recomiendan valores superiores a 30 W h/m 3 día. La agitación puede ser mecánica o neumática (burbujeo de gas recirculado a la presión adecuada). En todo caso nunca ha de ser violenta, ya que podría destruir los flóculos o agregados de bacterias, necesarios para mantener un proceso estable Otros parámetros

11 Procesos biológicos: digestión anaerobia y compostaje 11 Otros parámetros, tales como tiempo de retención o velocidad de carga orgánica, dependen del tipo de reactor adoptado, de las características del substrato y de aspectos cinéticos, los cuales serán discutidos en los apartados posteriores CLASIFICACIÓN DE SISTEMAS A fin de plantear un modelo genérico, a partir del cual clasificar y extraer conclusiones cualitativas sobre el funcionamiento general de los diferentes sistemas, se partirá del esquema general de la Figura 9.3. Los diferentes sistemas se esquematizan en las Figuras 9.4 y 9.5. Q X o S o V X 1 Q+Q r X 2 S 2 G Q e S 1 Q r X 3 S 3 Q-Q e Figura Esquema general de un sistema genérico de digestión anaerobia, el cual incluye un reactor de volumen V y un decantador. Haciendo un balance de microorganismos (X 1 ) en el interior del reactor se obtiene dx 1 X Q X Q r X Q + Q r = o µ X 1 kd X 1. (3) dt V V V En estado estacionario la variación en la concentración de microorganismos es nula ( dx dt = ). Definiendo el tiempo de retención hidráulico como θ = ( + ) 1 0 V Q Q r, la tasa de recirculación hidráulica como r = Q r Q, y considerando una concentración de microorganismos a la entrada como negligible (X o =0), la ecuación (3) para régimen estacionario es r 1 X3 + ( µ k d ) X1 X2 = 0. (4) 1+ r θ θ ( ) A partir de esta expresión, y según diferentes condiciones de trabajo, quedan clasificados de forma general los diferentes sistemas. En los casos que a continuación se analizan se supondrá que el valor µ se mantiene constante, aunque en realidad éste varía según el valor de S y X; asimismo, cuando la distribución de X y S dentro del reactor no sea uniforme, se supondrá el valor medio.

12 12 Xavier Flotats y Elena Campos Reactor de mezcla completa (RMC) sin recirculación (X 1 =X 2 ; r=0) El tiempo de retención, en esta situación, será 1 θ1 =, (5) µ k d el cual se tomará como referencia Reactor de mezcla completa con recirculación (X 1 =X 2 ; r>0; X 3 >X 1 ) Haciendo c = X 3 X 1, se obtiene, de la Eq.(4), θ 4 = 1 rc θ 1 < θ 1, (6) 1 + r rc ya que 0 < < 1 siempre que r>0 y 1< c < r r. Para c > la solución no tiene r significado físico, implicaría un aporte exterior de biomasa, y para c<1 se produciría una dilución del reactor. Este sistema tiene el nombre de reactor anaerobio de contacto y sería equivalente al sistema de fangos activos aerobios para el tratamiento de aguas residuales Reactor con retención de biomasa, sin recirculación (X 1 >X 2 ; r=0) A partir de (4) se obtiene X 2 θ 3 = θ 1 < θ 1, (7) X 1 ya que X 2 <X 1. Los métodos de retención de biomasa son básicamente dos: a) inmovilización sobre un soporte (filtros anaerobios y lechos fluidizados); b) agregación o floculación de biomasa y su retención por gravedad (reactores de lecho de lodos)

13 Procesos biológicos: digestión anaerobia y compostaje 13 Figura 9.4. Esquema de reactores sin retención interior de biomasa (Kiely, 1999) Figura 9.5. Esquemas de reactores con retención de biomasa (Kiely, 1999) Aunque los reactores de flujo pistón no estarían encuadrados en este apartado, el hecho de que la tasa de crecimiento de microorganismos sea más elevada a la entrada del reactor, donde la concentración de sustrato también es más elevada, hace que la concentración media en el reactor sea superior a la correspondiente a mezcla completa, o en todo caso superior a la de salida (X 2 <X 1 ), con lo cual el tiempo de retención será inferior. Este tipo de reactor ha sido aplicado a diferentes tipos de residuos orgánicos, como fracción orgánica de residuos municipales (procesos DRANCO, BRV, Valorga, ), residuos de porcino y bovino, y una de las dificultades es la debida a la falta de homogenización en la sección transversal a la dirección del flujo, lo cual se puede evitar mediante un sistema de agitación transversal (reintroducción de biogas a presión en la base del digestor si el reactor es horizontal, por ejemplo). El filtro anaerobio. En este sistema las bacterias anaerobias están fijadas a la superficie de un soporte inerte -formando biopelículas-, columna de relleno, o atrapadas en los intersticios de éste, con flujo vertical. El soporte puede ser de material cerámico o plástico. Su distribución puede ser irregular (filtro anaerobio propiamente dicho, con flujo ascendente), y en este caso las bacterias se encuentran mayoritariamente atrapadas en los intersticios, o regular y orientado verticalmente, y en este caso la actividad es debida básicamente a las bacterias fijadas, recibiendo el nombre de lecho fijo con flujo descendente. En caso de utilizar un soporte orientado verticalmente con flujo ascendente y un sustrato

14 14 Xavier Flotats y Elena Campos lentamente degradable, con elevado tiempo de retención, la retención por sedimentación de los fragmentos de biopelícula desprendidos adquiere un efecto de importancia en la actividad del reactor. Este sistema ha estado extensamente aplicado para el tratamiento de aguas residuales de industria agroalimentaria, y para residuos ganaderos, básicamente la fracción líquida de purines de cerdo. El lecho fluidizado. En este sistema las bacterias se encuentran fijadas, formando una biopelícula, sobre pequeñas partículas de material inerte que se mantienen fluidizadas mediante el flujo asciende adecuado del fluido. Para mantener el caudal adecuado, que permita la expansión y fluidización del lecho, se recurre a la recirculación. Igual que el filtro, puede ser aplicado a aguas residuales, especialmente de la industria agroalimentaria, y a fracciones líquidas o sobrenadante de residuos ganaderos, aunque las experiencias en este ámbito son muy limitadas. El reactor de lecho de lodos. En este sistema se favorece la floculación o agregación de bacterias entre ellas, formando gránulos o consorcios, de forma que por sedimentación se mantienen en el interior del reactor, con la velocidad ascendente adecuada del fluido, siempre que en la parte superior exista un buen separador sólido(biomasa)/líquido/gas. El diseño más común es el Upflow Anaerobic Sludge Blanket (UASB), el cual está siendo extensamente aplicado al tratamiento de aguas residuales de la industria agroalimentaria Sistemas discontinuos. Haciendo nulos los valores de Q y Q r en la Eq.(3) se obtiene la ecuación de la evolución de la concentración de microorganismos en un sistema discontinuo, la cual seguirá la curva típica del crecimiento de microorganismos (latencia, crecimiento exponencial, estacionalidad y decrecimiento). La producción de gas sigue la misma tendencia. De todas formas, para una simulación precisa debe cambiarse el modelo y construir otro que incluya la dinámica de las poblaciones de las tres fases, a fin de predecir los procesos de generación, acumulación y degradación de ácidos. Aquí el concepto de tiempo de retención no tiene sentido y se hablaría de tiempo de digestión. Para conseguir una producción de biogas cercana a la continuidad, deben combinarse varios reactores discontinuos con puestas en marcha intercaladas en el tiempo. Estos reactores han sido aplicados a residuos con una alta concentración de sólidos que dificultan la adopción de sistemas de bombeo, tales como residuos de ganado vacuno con lecho de paja y algunos residuos municipales Otros sistemas.

15 Procesos biológicos: digestión anaerobia y compostaje 15 Los reactores anteriores pueden ser combinados para conseguir sistemas más eficientes, según el tipo de residuo a tratar. Sistemas de dos etapas. Estos consisten en un primer reactor con elevado tiempo de retención, en el cual se favorece la hidrólisis, seguido de un reactor de bajo tiempo de retención que digiere la materia orgánica disuelta y los ácidos producidos en la primera etapa. Si la primera etapa consiste en un rector discontinuo, el líquido tratado en la segunda es el obtenido por percolación en la primera una vez recirculado el efluente de la segunda. Este sistema permite mantener fácilmente la temperatura en el reactor discontinuo, controlando la temperatura del efluente del segundo reactor. Ha sido aplicado con éxito para tratar residuos sólidos cuya etapa limitante es la hidrólisis: frutas, verduras, residuos sólidos urbanos, de ganado vacuno, etc. Sistemas de dos fases. A diferencia de los sistemas de dos etapas, la separación de fases se refiere a mantener dos reactores en serie, en los cuales se realizan, respectivamente, las fases de acidogénesis y metanogénesis, y su objetivo es conseguir un tiempo de retención global inferior al correspondiente a un único reactor de mezcla completa. La separación es de tipo cinético, controlando el tiempo de retención de cada reactor, el cual será inferior en el primero, debido a las más altas tasas de crecimiento de las bacterias acidogénicas. Este tipo de sistema ha sido aplicado con éxito a la digestión de residuos con alta concentración de azúcares y bajo contenido en sólidos, pero no para residuos con fibras y en general sustratos complejos cuyo limitante es la hidrólisis. Sistemas híbridos. En general serán sistemas que combinen los conceptos que sustentan los diferentes tipos de reactores descritos. Los dos sistemas anteriores podrían considerarse como tales. También se han realizado diseños de reactores con retención de biomasa híbridos, en los cuales la parte baja de éste se comporta como un UASB y la parte superior como un filtro. Para la digestión anaerobia de la FORM se utilizan reactores de mezcla completa, de flujo pistón y sistemas de una etapa o dos etapas. Para lodos residuales es usual la aplicación de reactores de mezcla completa MODELOS CINÉTICOS UTILIZADOS PARA RESIDUOS SÓLIDOS Para simular y predecir, con precisión, la evolución de las diferentes poblaciones bacterianas implicadas, así como del sustrato, compuestos intermedios y producción de gas y sus componentes, debe recurrirse a modelos complejos y estructurados. Un buen ejemplo de estos es el ADM1 (Anaerobic Digestion Model 1, Batstones et al., 2002). Otros más sencillos, basados en la dinámica de un solo componente del sustrato (sólidos volátiles, DQO, materia orgánica), han sido desarrollados y aplicados con éxito para residuos sólidos, o en general a residuos cuya fase limitante sea la hidrólisis.

16 16 Xavier Flotats y Elena Campos Realizando un balance de sustrato S, a partir del esquema de la Figura 9.3, y suponiendo que la recirculación es nula (r=0), se obtiene ds1 Q = ( So S2 ) µ dt V Y X 1. (8) La tasa de crecimiento de los microorganismos µ suele expresarse mediante la ecuación de Monod, S µ = µ m KS + S, (9) la cual es aplicable estrictamente a sustratos solubles y por tanto aplicable cuando las etapas limitantes sean la acidogénesis o la metanogénesis. Para la digestión anaerobia de residuos sólidos, la hidrólisis de la materia orgánica particulada o coloidal se considera a menudo que es la fase limitante. La tasa de hidrólisis se describe usualmente mediante una cinética de primer orden respecto del material hidrolizable. Algunos modelos usan expresiones más complejas, del tipo Monod pero donde la biomasa presenta una capacidad máxima de actividad hidrolítica, ρ = S X h K h B + S X X. (10) donde S debe considerarse aquí como substrato particulado, susceptible de hidrólisis. Operando con esta expresión, se obtiene una de similar a la cinética de Contois, ρ = S h K h BX + S X. (11) Utilizando la cinética de Monod para ajustar datos experimentales obtenidos en un cultivo de Aerobacter aerogenes, Contois encontró que la constante de saturación K S presentaba una dependencia lineal cons o. Introduciendo la concentración de biomasa en régimen estacionario y redefiniendo la tasa máxima de crecimiento, Contois obtuvo una expresión cinética en la que la velocidad de crecimiento depende de la concentración de sustrato y biomasa, µ = µ m S BX + S. (12) El efecto Contois es generalmente interpretado como la presencia de limitaciones a la transferencia de materia, causadas por una alta concentración de biomasa debida a una alta concentración de sustrato. Interpretaciones cinéticas más recientes consideran que la cinética de Contois permite expresar el fenómeno de ataque o colonización de la superficie de las partículas; cuando la relación S/X tiende a cero (superficie de las partículas saturada), la expresión de la tasa de hidrólisis tiende a una cinética de primer orden. Para régimen estacionario, a partir de (8) y (12), con (3) para r=0, considerando k d negligible y definiendo K = BY, (13) se obtiene, para régimen estacionario en un reactor de mezcla completa,

17 Procesos biológicos: digestión anaerobia y compostaje 17 K S1 = S 0, (14) µ m θ 1+ K cuya expresión se corresponde con el modelo de Chen y Hashimoto (1978), el cual ha sido profusamente utilizado para digestores tratando residuos ganaderos, FORM, fangos de depuradora, etc. En estas condiciones, la eficiencia en la eliminación de sustrato es S1 K E = 1 = 1, (15) S0 θµ m 1 + K y la producción de gas por unidad de tiempo y volumen de reactor (m 3 gas/m 3 d) es P G S 0 S 1 S 0 G 0 K v = 0 = 1, (16) θ θ θµ 1 + K siendo G 0 la producción de gas por unidad de sustrato eliminado. Chen y Hashimoto definen este parámetro como la producción de gas por unidad de sustrato añadido al reactor para un tiempo de retención infinito, lo que implica, según (15), que todo el sustrato ha sido degradado. Este valor puede calcularse mediante una medida de la biodegradabilidad en discontinuo, determinando el metano acumulado producido. Hill (1982) da algunos valores medios de este parámetro, obtenidos a partir de valores experimentales de diferentes autores (ver Tabla 9.2). m Tabla Valores de G 0 (L CH 4 /g SV) para diversos residuos ganaderos (Hill, 1982). Origen del residuo G 0 (L CH 4 /g SV) Bovino 0,35 Vacuno 0,20 Porcino 0,45 Avícola 0,39 La producción P V presenta un máximo para θ = 1 µ K 2. (17) m El tiempo de retención es un parámetro de diseño, así como la velocidad de carga orgánica. Esta se define como la cantidad de materia orgánica (SV) aplicada al reactor por unidad de volumen y tiempo, y usualmente se designa mediante las iniciales en inglés (OLR): kg SV QSo So OLR = = (18) 3 m día V θ

18 18 Xavier Flotats y Elena Campos La producción de gas se puede expresar en función de la carga orgánica aplicada: 3 m biogas Pc = EG0 kg SV aplicado (19) En la Figura 9.6 se muestran las curvas correspondientes a E y P V para unos valores de K y µ determinados. En estas puede notarse que la intersección con el eje de abcisas se encuentra para θ = 1 µ m, por debajo del cual el reactor no presenta actividad por lavado de la biomasa. Eliminación SV (%) 100 2, , , Tiem po retención (días) Pv (m3 gas/m3 día) Eliminación SV So=30 kg SV/m3 So=60 kg SV/m3 So=90 kg SV/m3 Figura Eliminación de SV (%) y producción volumétrica de gas Pv (m 3 biogas/m 3 dig.día) para un reactor anaerobio continuo de mezcla completa, en función del tiempo de retención hidráulico (Ejemplo para µ m =0,23 d -1, K=1,2 y Go=0,5, para tres concentraciones de Sv en la alimentación) De la Figura 9.6 es importante notar que la máxima depuración no coincide con la máxima producción de gas por unidad de volumen de reactor. Este aspecto tiene una gran importancia económica ya que si se pretende un balance energético óptimo debe trabajarse con un tiempo de retención cercano al que determina la máxima producción volumétrica de gas, aunque la depuración no sea elevada. Un aumento del tiempo de retención implica una disminución de la OLR, lo cual implica un aumento del rendimiento en la producción de gas por unidad de materia orgánica aplicada (Figura 9.7).

19 Procesos biológicos: digestión anaerobia y compostaje 19 Pc (m3 biogas/kg SVo) 0,5 0,45 0,4 0,35 0,3 0,25 0,2 0,15 0,1 0, OLR (kg SV/m3 d) So=30 kg SV/m3 So=60 kg SV/m3 So=90 kg SV/m3 Figura 9.7. Producción de gas por unidad de carga en función de la velocidad de carga orgánica (OLR), para los datos de la Figura 9.6. El modelo anterior, así como las representaciones gráficas expuestas, es una simplificación de la complejidad real del proceso, pero permite entender resultados experimentales, a escala industrial o piloto, y por tanto tiene un valor pedagógico indudable ASPECTOS ENERGÉTICOS Y AMBIENTALES Energía El proceso de digestión anaerobia aplicado a residuos orgánicos de alta carga presenta un balance energético positivo, y por tanto es un proceso productor neto de energía Aspectos ambientales Los residuos orgánicos presentan actividad microbiológica de forma natural, debido a su composición. Esto implica que se producen procesos naturales de descomposición y que el no control en su gestión incide en emisiones de gases a la atmósfera, entre ellos gases de efecto invernadero (como el mismo metano). El proceso de compostaje aerobio también puede tener una incidencia negativa en estas emisiones. El proceso de digestión anaerobia se ha comprobado eficiente en el control de malos olores (Ver Tabla 9.3). Para el tratamiento de FORM, la aplicación de la digestión anaerobia también se ha comprobado eficiente para la reducción efectiva de emisiones gaseosas (Ver Tabla 9.4)

20 20 Xavier Flotats y Elena Campos La producción de energía renovable mediante digestión anaerobia, que puede sustituir combustibles fósiles y por tanto reducir la emisión de gases de efecto invernadero debidos a estos, con la reducción simultanea de gases de efecto invernadero debidos al propio residuo, tiene un doble efecto positivo que aporta ventajas ambientales y económicas de importancia estratégica. Al ser, además, un proceso conservativo para los nutrientes de interés en fertilización, aporta la ventaja adicional de permitir el reciclado de éstos y por tanto reducir el consumo energético fósil asociado a su producción. Tabla Reducción de malos olores de purines de cerdo mediante digestión anaerobia (Wilkie, 1998) TON (Threshold Odor Number) Purines no digeridos 247 Reducción olor Efluente digestión anaerobia 7-97 % Purines no digeridos, 3 días en balsa % Panel de 15 personas; TON: veces que hay que diluir para no detectar olor por parte del panel Tabla 9.4.-Emisiones de compuestos volátiles durante compostaje aerobio y durante la maduración después de digestión anaerobia, expresado en gramos por tonelada de residuo (De Boyi Van Langenhove, 1997; citado por De Baere, 1999) Compuesto Compostaje aerobio Maduración después de digestión anaerobia Relación aerobio/anaero. Alcoholes 283,6 0, ,9 Cetonas 150,4 0, ,7 Terpenos 82,4 2,2 37,5 Esteres 52,7 0, ,7 Orgánicos 9,3 0,202 46,0 sulfurados Aldehídos 7,5 0,086 87,2 Èteres 2,6 0,027 96,3 Total compuestos 588,5 3, ,1 orgánicos volátiles NH 3 158,9 97,6 1,6 Total 747,4 100,617 7, Aspectos sanitarios La eliminación de patógenos en el proceso de digestión anaerobia es función de la temperatura de digestión. La digestión termofílica, con tiempos de

21 Procesos biológicos: digestión anaerobia y compostaje 21 retención superiores a 10 días, es completamente efectiva para una higienización completa. Para el proceso mesofílico es necesario complementar con un pretratamiento o post-tratamiento térmico (1 hora a 70ºC), o con un compostaje aerobio posterior Objetivos genéricos Dado un residuo orgánico, los objetivos genéricos que puede cubrir la digestión anaerobia son: - Transformación de materia orgánica en energía (CH 4 ), con un balance neto positivo. - Reducción de volumen. - Conservación de la concentración de nutrientes de interés en agricultura, con un grado de mineralización tal que puede permitir la operación correcta de procesos posteriores de recuperación de éstos (stripping, concentración, precipitación de sales de fósforo y amonio). Esto último es especialmente interesante para residuos orgánicos con alto contenido en nutrientes, como los purines de cerdo. - Control o reducción de males olores, y en general reducción de emisiones gaseosas - Higienización Si el objetivo es obtener un producto orgánico estable, higienizado, estructurado y de calidad (compost), debe complementarse el proceso mediante el compostaje aerobio y/o posterior maduración, siempre teniendo en cuenta las características del residuo inicial. Así, de un residuo con alto contenido en metales pesados, ni la digestión anaerobia ni el compostaje pueden obtener un producto de calidad para agricultura APLICACIÓN AL TRATAMIENTO DE LA FORM La aplicación de la digestión anaerobia al tratamiento de la fracción orgánica de residuos municipales a escala industrial tiene apenas una vida de unos 14 años en Europa, pero el crecimiento en el número de instalaciones y capacidad de estas ha mostrado un crecimiento casi exponencial, siendo en estos momentos una alternativa competitiva y con futuro Origen y características del residuo Las características de la fracción orgánica de los residuos municipales son función de multitud de factores y varían de un municipio a otro, de una estación a otra y hasta entre barrios de una misma ciudad, por lo cual es difícil establecer unos estándares. Es de importancia notar, de todas formas, la dependencia que existe con el tipo de recogida (ver Tabla 9.5). En la Tabla 9.5 se observa la variación existente para tres parámetros: humedad, materia orgánica y metales pesados, todos ellos de importancia para el proceso de digestión anaerobia y para la definición de la calidad del producto final

22 22 Xavier Flotats y Elena Campos a obtener. También son características importantes para el proceso de compostaje aerobio (ver parte II) Tabla Características de la fracción compostable de RSU de diferentes plantas en Cataluña (Soliva, 2002) Sin recogida Con recogida selectiva en origen selectiva ph 6,30 5,40 4,56 5,05 5,00 4,33 CE (ds/m) 5,30 6,50 3,06 2,82 2,99 3,10 Humitat (%) 45,20 51,80 76,56 72,78 73,19 74,06 N-NH4 ppm Mat. Orgànica ( 43,0 68,8 83,24 78,91 84,43 88,55 %) N org. (%) 1,83 1,34 3,52 3,16 2,96 3,63 C/N Fe (%) 1,32 0,67 0,08 0,17 0,17 0,15 Zn (ppm) Mn (ppm) Cu (ppm) Ni (ppm) Cr (ppm) Pb (ppm) Cd (ppm) 1,40 0,73 0,15 0,12 0,17 0, Tipos de reactores y sistemas Los sistemas de digestión anaerobia pueden clasificarse en función de la temperatura de trabajo (mesofílica o termofílica), según la configuración del sistema (una etapa o dos) y según el tipo de rector utilizado (Ver Tabla 9.6). Tabla Clasificación de sistemas de tratamiento anaerobio de FORM. Cada uno puede ser a su vez mesofílico o termofílico Sistema Denominació Configuración n Continuo, una Digestión Reactor de mezcla completa etapa húmeda (ST<15%) Digestión seca (20-40% ST) Reactor de flujo pistón Continuo, dos etapas Sin retención de biomasa Con retención de biomasa 2 Reactores de mezcla completa o de flujo pistón, Primer reactor de mezcla completa y segundo con retención de biomasa (fracción

23 Procesos biológicos: digestión anaerobia y compostaje 23 líquida) Discontinuo Recirculación de lixiviado y percolación En la digestión húmeda se diluye el residuo hasta una concentración máxima del 15% ST y se utiliza un reactor de mezcla completa. Esta configuración confiere al rector un elevado grado de simplicidad, pero implica una gran complejidad en el proceso de pretratamiento y un consumo de agua fresca (Figura 9.8). La carga máxima para separación en origen es del orden de 6 kg SV/m 3 d, y para separación mecánica del orden de 9 kg SV/m 3 d. En el sistema de pretratamiento pueden producirse pérdidas de materia orgánica, que pueden alcanzar el 15-25%. Figura 9.8. Esquema de un sistema de digestió húmeda de una etapa (Vandeviere et al. 2001). En la digestión seca se trabaja con residuos con una concentración entre el 20 y 40% ST. No es necesaria la dilución y se utilizan reactores de flujo pistón. La mayor complejidad del reactor se compensa con una mayor simplicidad del sistema de pretratamiento, menores pérdidas de materia orgánica en éste y la posibilidad de trabajar con residuos separados mecánicamente o sin separar. Con estos sistemas se puede trabajar con cargas de hasta kg SV/m3 d. Las configuraciones del reactor flujo pistón pueden ser varias. En la Figura 9.9 se esquematizan las tres con más implantación. En el año 2000, el nivel de implantación industrial de los sistemas secos era ligeramente superior a los húmedos, y con un potencial mayor de crecimiento.

24 24 Xavier Flotats y Elena Campos Figura 9.9. Esquemas de reactores de flujo pistón (digestión seca). A: Diseño Dranco; B: diseños Kompogas y BRV; C diseño Valorga (Vandeviere et al. 2001). La configuración de los sistemas de dos etapas se refiere a la separación en reactores diferentes de los procesos de hidrólisis y acidificación (primer reactor) y acetogénesis y metanogénesis (segundo reactor). La utilización de dos reactores, mezcla completa o flujo pistón, sin retención de biomasa (Figura 9.10), presenta un interés controvertido y puede resultar ventajoso si el primer reactor es capaz de absorber sobrecargas puntuales, aunque esta ventaja no ha reportado a nivel industrial ventajas económicas. Más interesante es la configuración con un segundo reactor con biomasa fijada (Figura 9.11), la cual permite cargas orgánicas elevadas en el segundo reactor, de 10 a 15 kg SV/m3 d, y una mayor resistencia frente a tóxicos e inhibidores. En el año 2000, el nivel de implantación de los sistemas de dos etapas era del orden del 10% de la capacidad total de tratamiento de FORM. Los sistemas discontinuos presentan la ventaja de simplicidad y baja inversión, pero requieren mucho espacio para la implantación. A nivel de planta piloto se han conseguido resultados interesantes, pero el nivel de implantación a escala industrial es bajo.

25 Procesos biológicos: digestión anaerobia y compostaje 25 Figura Esquema de un sistema de dos etapas húmedo-húmedo (Vandeviere et al. 2001). Figura Esquema de un sistema de dos etapas con el segundo reactor, de biomasa fijada, tratando la fracción líquida de la primera etapa (Vandeviere et al. 2001) Rendimientos en la producción de biogás La comparación entre sistemas no es simple, ya que el rendimiento en la producción de biogás depende básicamente de la composición del residuo a tratar y en menor medida de la tecnología utilizada. Se ha comprobado, con datos de plantas industriales, que para un mismo sistema de tratamiento y sistema de recogida, las producciones varían en un factor de 1,5 para productividades dadas

26 26 Xavier Flotats y Elena Campos en m 3 CH 4 /tonelada residuo y en un factor de 2 si vienen dadas en m 3 CH 4 /tonelada de SV. Algunas referencias de producción, en que fácilmente se visualiza la importancia del origen de la FORM, se presentan en la Tabla 9.7. Tabla Algunas referencias de producción de metano de la fracción orgánica de residuos municipales, o de sus componentes. Componente L CH 4 /kg SV Referencia Residuos de cocina, Kübler et al, 1999 restaurantes FORM separada en origen Kübler et al, 1999 FORM separada en origen Ahring et al, 1992 FORM recogida selectiva 477 Mata et al, 1991 FORM separación mecánica Cecchi et al, 1990,1991; citado por Mata (1997) Papel prensa Clarkson, 1999 Es interesante el análisis comparativo de 18 instalaciones realizado por Hartmann (2003), presentado de forma simplificada en la Figura En ésta se comprueba que para cargas bajas (< 6 kg SV/m 3 d), las mayores producciones se obtienen para un sistema húmedo y termofílico. Se comprueba, asimismo, que la tendencia que se observa es la predicha por la Figura 9.7: para concentraciones de substrato bajas, pequeñas variaciones en la carga producen elevadas variaciones en la producción de biogas (digestión húmeda). Para concentraciones elevadas (digestión seca), el sistema es más estable. Hartmann (2003) concluye, también, que de forma general los procesos termofílicos presentan transformaciones en biogás más elevadas, que los sistemas de digestión seca son mejores para cargas superiores a 6 kg SV/m 3 d, que las diferencias entre una etapa y dos etapas no son concluyentes y que las producciones son mayores para FORM separada en origen.

27 Procesos biológicos: digestión anaerobia y compostaje 27 Figura Producción de biogás vs. carga orgánica (OLR) para diferentes instalaciones tratando la fracción orgánica de residuos municipales (OFMSW). SS: separación en origen; MS: separación mecánica. Fuente: Hartmann (2003) Aspectos económicos Desde el punto de vista económico, Hartmann (2003) concluye, también, que el óptimo se encuentra para sistemas termofílicos con baja carga orgánica (del orden de 1,6 kg SV/m3 d y alto tiempo de retención), a partir de un análisis coste beneficio basado en modelos teóricos y en precios establecidos en Dinamarca. En este análisis, se comprueba la fuerte influencia que tiene sobre el resultado final el precio de venta de la energía producida a partir del biogás, por lo cual no se pueden extrapolar resultados económicos a cualquier país. En un análisis económico comparativo de 6 plantas de Dinamarca, sólo una presentaba unos ingresos por biogas superiores a los costes de operación (Hartmann, 2003). Esta planta se caracteriza por un sistema de digestión húmedo, una etapa, separación en origen, recogida en bolsas de papel y un sistema de pretratamiento en planta simple, con una concentración baja de materiales impropios (97% de materia orgánica). Las otras instalaciones presentaban valores de materia orgánica perdida en el pretratamiento de hasta el 45%. En general, conforme la capacidad de tratamiento aumenta, los costes de los sistemas anaerobios y aerobios tienden a igualarse APLICACIÓN AL TRATAMIENTO DE LODOS ORGÁNICOS

28 28 Xavier Flotats y Elena Campos Origen y caracterización Los lodos o fangos son producidos por plantes depuradoras biológicas de aguas residuales, municipales o industriales. En la Figura 9.13 se muestra un diagrama genérico de una de estas plantas. Figura Cuadro sinóptico genérico de una planta depuradora biológica de aguas residuales urbanas (Fuente: El objetivo clásico de la digestión anaerobia en las plantas depuradoras ha sido la estabilización y la reducción de volumen final, siendo secundario el objetivo de aprovechamiento energético del gas producido. Es muy habitual todavía hoy encontrar plantas donde el gas es quemado en antorcha y no aprovechado para producción eléctrica. Características típicas de los lodos primarios (producidos en la decantación primaria) y secundarios (lodos biológicos purgados del tratamiento biológico) se presentan en la Tabla 9.8. La variabilidad sobre los valores indicados es elevada, y depende de las características de las aguas residuales (aguas domésticas, domésticas + industriales, o industriales solas) y de los parámetros de operación de la planta. Tabla Características físicas de lodos de EDAR Parámetro Lodos primarios Lodos secundarios Lodos deshidratados Materia seca (MS) 2-6 % 0,5-2 % % Sólidos volátiles % (sobre MS) % (sobre MS) % (sobre MS)

29 Procesos biológicos: digestión anaerobia y compostaje 29 Peso específico 1,4 1,25 1,2 1,4 de los sólidos Peso específico de los lodos antes 1,05 1,0025 (*) 1,01 (**) de espesado o flotación g MS/persona/día Contenido energético (MJ/kg SV) Tamaño partícula (90%) < 200 µm < 100 µm < 100 µm Nota: * de fangos activos; ** de lecho bacteriano El objetivo de reducción de volumen viene determinado por la dificultad en separar el agua durante el proceso de deshidratación (por prensado de banda o placa, centrifugado u otros sistemas). El agua consiste en agua entre poros, agua capilar libre, agua ligada y agua celular. Durante el espesado o flotación se separa agua no ligada; durante la deshidratación se separa parte del agua ligada y capilar; para separar el agua celular debe recurrirse al secado térmico. Mediante la digestión anaerobia se destruyen sólidos volátiles (reducción simultánea de MS), del orden del 40 70%, y se destruyen células (constituyente básico del lodo secundario), con lo cual parte del agua celular pasa a libre. Por lo anterior, la digestión anaerobia permite reducir el volumen de fango obtenido del proceso de deshidratación y reducir los requerimientos de aditivos químicos Tipos de reactores y sistemas En las plantas depuradoras, el tratamiento anaerobio de los fangos se realiza mediante reactores de mezcla completa, debido a las bajas concentraciones de materia orgánica, en régimen mesofílico, con tiempos de retención que pueden variar entre 10 y 20 días. Siendo la hidrólisis de las partículas y las células la etapa limitante, se puede mejorar el proceso mediante un pretratamiento conducente a aumentar la tasa de hidrólisis y mediante la digestión termofilica. Los dos sistemas pueden tener un efecto muy favorable para la eliminación total de patógenos. Los pretratamientos sobre los que se ha investigado y con buenos resultados son: - Pretratamiento térmico: a alta temperatura (>135ºC), obteniendo un aumento de la biodegradabilidad, con una temperatura máxima alrededor de 175º - 200º, a partir de la cual la biodegradabilidad disminuye por efecto de la producción de compuestos tóxicos. También con pretratamiento a baja temperatura (< 100 ºC) se han conseguido aumentos significativos de la biodegradabilidad anaerobia de lodos o de purines de cerdo.

30 30 Xavier Flotats y Elena Campos - Alta presión - Maceración mecánica, utilizando molinos de bolas o de corte. - Ultrasonidos. Lehne et al. (2001) estudiaron el consumo de energía para conseguir un grado de desintegración determinado (destrucción de células en lodo secundario), para así favorecer el posterior proceso de digestión. En la Figura 9.14 se explicitan los resultados obtenidos. Se aprecia que cuanto mayor es la concentración en sólidos del lodo, menor es el consumo de energía. La digestión termofílica permite una destrucción total de patógenos y un menor tiempo de retención hidráulica y volumen de reactor. A pesar que en España este tratamiento es novedoso en plantas depuradoras, países como Rusia lo vienen utilizando desde los años En Moscú se determinó que el óptimo energético se encontraba para temperaturas entre 51º y 53ºC y un tiempo de retención de 5-6 días, y han comprobado que se puede llegar a trabajar a 3,5 días. Resultados parecidos han sido publicados referentes a la planta depuradora de aguas residuales de Praga, donde durante un periodo de tiempo se mantuvieron reactores en régimen mesofílico y termofílico para proceder a la comparación. En la Figura 9.15 se muestran estos resultados para unos meses de Los datos operacionales medios fueron respectivamente para mesofílico y termofílico: carga orgánica de 3,1 y 4,1 kg SV/m3 día, y producciones de biogas de 0,48 m 3 /kg SV y 0,61 m 3 /kg SV. La reducción en patógenos también fue significativa en régimen termofílico, aunque no total, debido principalmente a deficiencias en la homogenización del reactor y a la creación de cortocircuitos. Figura Comparación de diferentes sistemas de pretratamiento de lodos orgánicos. HPH: alta presión ( bar); SBM: molino de bolas; UH: ultrasonidos (40 W/cm2). Fuente: Lehne et al.( 2001).

31 Procesos biológicos: digestión anaerobia y compostaje 31 Figura Producciones específicas de biogas en digestores mesofílicos y termofílico de lodos biológicos (Zabranska et al., 2002) Aspectos económicos La introducción del proceso de digestión anaerobia en la propia planta depuradora depende del balance coste-beneficio de ésta, y por tanto del caudal de agua tratada. Se considera que sólo es planteable para plantas sirviendo a un mínimo del orden de habitantes equivalentes. Para plantas de menor capacidad, debe pasarse a la deshidratación y posterior transporte a planta externa de compostaje y/o digestión anaerobia. En este caso, el fango tendrá una concentración de sólidos superior al %, y por tanto serán planteables otras tipologías de reactor, así como el co-tratamiento con otros residuos. La codigestión puede permitir producciones específicas de biogás suficientemente interesantes desde el punto de vista económico APLICACIÓN AL TRATAMIENTO DE RESIDUOS GANADEROS Uno de los principales substratos utilizados en las plantas de digestión anaerobia son los residuos ganaderos. Estos presentan diversas ventajas, como un contenido suficiente de agua que permite utilizar sistemas de mezcla completa, un contenido suficiente de nutrientes y alta capacidad tampón. El proceso anaerobio mejora la calidad del residuo para su posterior aplicación al suelo (estabilización parcial de la materia orgánica, mineralización del nitrógeno orgánico y reducción de viscosidad). También mejora las características del substrato para ser sometido a otros procesos unitarios como evaporación/secado o stripping de amoníaco.

32 32 Xavier Flotats y Elena Campos A pesar de la idoneidad teórica del proceso anaerobio, éste presenta algunos problemas. Estos residuos presentan una muy baja relación carbono/nitrógeno. El contenido de nitrógeno amoniacal puede superar los 3 e incluso los 4g N-NH4+/L. Como ya se ha mencionado, el amonio, y especialmente el amoníaco libre, es inhibidor del crecimiento de los microorganismos metanogénicos. Además del alto contenido en nitrógeno amoniacal los residuos ganaderos suelen presentar altos valores de ph, lo que hace que aumenten los problemas de inhibición por amoníaco. A pesar de ello, el proceso suele ser viable si los microorganismos están adaptados. Los residuos ganaderos presentan concentraciones relativamente elevadas de compuestos azufrados, que pueden producir problemas de competencia de las bacterias metanogénicas con las sulfatoreductoras por el substrato. El SH 2 es, además, un compuesto potencialmente tóxico para los microorganismos metanogénicos. En cualquier caso, a las concentraciones usuales no suele haber problemas de toxicidad. La principal incidencia es sobre la calidad del biogás generado que puede contener más de 2000 ppm de SH 2. También se tiene que tener en cuenta la presencia cada día más alta de determinados metales pesados (cobre y cinc) en las dietas del ganado, especialmente porcino. Potencialmente, también pueden aparecer algunos problemas relacionados con el uso de antibióticos y desinfectantes. Los residuos ganaderos, especialmente los de tipo líquido (purines) presentan un contenido en materia orgánica relativamente bajo comparado con otros residuos orgánicos, como residuos sólidos urbanos o muchos residuos industriales. Además, gran parte de esta materia orgánica se encuentra en forma de partículas relativamente grandes, y en algunos casos no biodegradables por vía anaerobia, como los lignocelulósicos. Todo esto resulta en un bajo potencial de producción de biogás a partir de residuos ganaderos (ver Tablas 9.9 y 9.10) Tabla 9.9. Valores orientativos de producción de biogás según el animal productor de las deyecciones (Hobson, 1990). Tipo de animal Deyecciones (Kg /d) Sólidos Totales (%) Producción máxima gas (L/kg SV) % CH 4 Terneros Vacas Porcino engorde Gallinas ponedoras Pretratamientos para optimizar la producción de biogás. La baja biodegradabilidad de los residuos ganaderos hace que la hidrólisis de las partículas sólidas sea, en ausencia de tóxicos o inhibidores, la etapa

33 Procesos biológicos: digestión anaerobia y compostaje 33 limitante del proceso. La hidrólisis de los compuestos sólidos puede ser mejorada mediante ciertos procesos utilizados como pretratamientos. Existen diferentes vías probadas para lodos de EDAR que han dado buen resultado, como pretratamiento térmico, adición de enzimas, ozonización, solubilización química por acidificación o hidrólisis alcalina, desintegración mecánica y uso de ultrasonidos de baja frecuencia, que podrían tener también efecto sobre residuos ganaderos, aunque no existe bibliografía al respecto. Para purines de cerdo se han probado algunos procesos para mejorar la biodegradabilidad. Ha proporcionado resultados muy interesantes el pretratamiento térmico a baja temperatura (80ºC), que ha resultado en un incremento en la producción de biogas de hasta el 60% de CH 4 por unidad de sólido volátil. El resultado, no obstante, depende mucho del tipo de purín a tratar: para purines envejecidos, la concentración de nitrógeno amoniacal y el ph aumentan, provocando mayores problemas de inhibición, lo que se traduce en menores producciones de metano. También da buen resultado la maceración mecánica del residuo.

34 34 Xavier Flotats y Elena Campos Tabla Producción de metano sobre sólidos volátiles (Pc), en L CH 4 /g SV, de residuos ganaderos en función de la temperatura (Tª), velocidad de carga orgánica (OLR,)en g SV/L d, tiempo de retención (TR), en días, y nitrógeno amoniacal, en g N/L, según diferentes autores Referencia Substrato Tª OLR TR NH 4 + Angelidaki y Ahring, 1993 Estiércol bovino Angelidaki y Ahring, 1993 Estiércol bovino Angelidaki y Ahring, 1993 Estiércol bovino Angelidaki y Ahring, 1993 Estiércol bovino Angelidaki y Ahring, 1993 Estiércol bovino Angelidaki y Ahring, 1993 Estiércol bovino Angelidaki y Ahring, 1993 Estiércol bovino Hansen et al., 1998 Purín de cerdo Hansen et al., 1998 Purín de cerdo Hansen et al., 1998 Purín de cerdo Hansen et al., 1998 Purín de cerdo Hansen et al., 1999 Purín de cerdo Hansen et al., 1999 Purín de cerdo Hashimoto, 1986 Estiércol bovino Hashimoto, 1986 Estiércol bovino Hashimoto, 1986 Estiércol bovino Hashimoto, 1986 Estiércol bovino Hashimoto, 1986 Estiércol bovino Hashimoto, 1986 Estiércol bovino Hashimoto, 1986 Estiércol bovino Hashimoto, 1986 Estiércol bovino Hashimoto, 1986 Estiércol bovino Hashimoto, 1986 Estiércol bovino Hashimoto, 1986 Estiércol bovino Hill et al., 1987 Purín de cerdo Hill et al., 1987 Purín de cerdo Hill et al., 1987 Purín de cerdo Hill et al., 1987 Purín de cerdo Robbins et al., 1989 Estiércol bovino Robbins et al., 1989 Estiércol bovino Robbins et al., 1989 Estiércol bovino Robbins et al., 1989 Estiércol bovino Van Velsen, 1979 Purín de cerdo Van Velsen, 1979 Purín de cerdo Van Velsen, 1979 Purín de cerdo Van Velsen, 1979 Purín de cerdo Tipos de reactores utlizados para digerir residuos ganaderos Reactor-balsa o lagunas anaerobias. Una laguna anaerobia es una balsa profunda (~5 metros) no aireada, y opera durante largos períodos en condiciones anaerobias. La superficie puede ser cubierta para poder recoger el biogás y evitar la producción de olores. Las lagunas operan a temperatura ambiente, reciben purines, y sirven como reactores Pc

35 Procesos biológicos: digestión anaerobia y compostaje 35 y como depósitos de almacenaje. La producción es función de la carga de sólidos volátiles y de la temperatura. El potencial de producción de biogás para una laguna de purines de cerdo está entre 0,05 y 0,13 m 3 /m 2 por día. El principal inconveniente que presentan es la gran necesidad de superficie, las bajas producciones relativas, y la fuerte dependencia de la temperatura, con fuertes variaciones estacionales. Como principal ventaja se plantea el bajo coste de las mismas y la posibilidad de utilizar instalaciones ya existentes en las granjas. En la Figura 9.16 se ilustra esta tipología de sistema, consistente en la conversión de una balsa de almacén de purines en un digestor psicrófilo. Figura Vista de un reactor balsa, consistente en una balsa de almacenaje cubierta y estanca Reactores discontinuos. Consisten en reactores circulares o rectangulares, que se alimentan con una mezcla de purín/estiércol e inóculo. Estos reactores son a menudo inestables y requieren una estudiada relación inóculo/substrato. Las eliminaciones de sólidos volátiles no son constantes. Sólo tienen sentido cuando se trata de residuos de consistencia sólida, como estiércoles de vacuno Mezcla completa. Los reactores de mezcla completa o CSTR constituyen el diseño más habitual cuando se tratan residuos de más de 3% de sólidos. Normalmente son calefactados para mantener la temperatura, continuamente agitados, y la alimentación es continua o semicontinua. Como principal desventaja se encuentra la pérdida de inóculo y la baja eficiencia a altas cargas.

36 36 Xavier Flotats y Elena Campos En la Figura 9.17 puede visualizarse una instalación de este tipo en una granja porcina (100 m 3 de reactor). Figura Reactor CSTR en granja de cerdos. Imagen gentileza de CIDA Hidroquímica SA Reactores de flujo pistón. Los reactores de flujo pistón consiguen tiempos de retención más bajos que el equivalente de mezcla completa, lo que implica menores volúmenes de reactor, reduciendo, por tanto, la inversión. También presentan una mayor complejidad tecnológica o de operación, por lo que únicamente resultan interesantes para pequeños volúmenes de reacción. En la Figura 9.18 se ilustra una instalación de este tipo, en funcionamiento durante 20 años en una granja de cerdos de ciclo cerrado en la comarca de la Garrotxa (Girona, España). Consiste en tres reactores de 8 metros de longitud y una sección tranversal de 6 m 2, construidos en hormigón y enterrados. En la Figura 9.19 se recoge el diagrama de flujo de la instalación. Durante los años de operación se mantuvo un ahorro medio del 45% del consumo de energía térmica para calefacción de las naves de maternidad y lechones.

37 Procesos biológicos: digestión anaerobia y compostaje 37 Figura Vista de la planta de biogás de flujo pistón de Mas el Cros (Girona, España), en operación de 1983 a 2003 Figura Diagrama de flujo de la planta de biogás de Mas el Cros Aunque de forma menos generalizada, otros tipos de reactores pueden operar con residuos ganaderos, como los reactores discontinuos secuenciales, que se caracterizan por ser alimentados intermitentemente, permitiendo sedimentar los sólidos y eliminando el sobrenadante. Los sólidos también se

38 38 Xavier Flotats y Elena Campos extraen periódicamente por la base. Pueden ser calentados o no. La ventaja que presentan es el mayor tiempo de retención de la fase sólida, mejorando la eficiencia de un reactor discontínuo o un CSTR. Los reactores de biomasa fijada o retenida pueden ser utilizados para tratar la fracción líquida de residuos ganaderos, aunque su aplicación no se encuentra extendida Posibilidades de implantación de la digestión anaerobia de residuos ganaderos. La digestión anaerobia de residuos ganaderos puede ser implementada a escala individual o colectiva. A escala individual, o a nivel de granja, existen dos opciones principales: 1. Cubrir las balsas de almacenamiento de purín en las granjas. Esta es una alternativa que está tomando fuerza en algunos países europeos (sobre todo Alemania), y puede suponer una importante producción de energía. La implantación de este sistema tendría ventajas en cuanto a reducción de olores y de emisiones de gases de efecto invernadero, además de la producción de energía renovable. Sin embargo, presenta diversos problemas o limitantes, ya que no soluciona el problema del exceso de nitrógeno, y obliga a tener balsas en granjas que, a menudo solo cuentan con fosa bajo emparrillado. Las relativamente bajas producciones de gas y su dependencia a variaciones estacionales o meteorológicas explican las limitaciones a su implantación. 2. Reactores de pequeño tamaño. Es posible utilizar diversas configuraciones de reactores. Además es posible tratar con el residuo tal cual, o hacer una separación de fases previa, pudiendo digerir tanto la fracción líquida como la fracción sólida. No obstante, lo más habitual es trabajar con el efluente de la granja sin separar, utilizando reactores de tipo flujo pistón o de mezcla completa. A escala colectiva, agrupando varias granjas, 3. Implementar el proceso de digestión anaerobia en todas las plantas centralizadas que contemplen un proceso integral de tratamiento de los residuos. La inclusión de DA, previo al secado, no sólo proporciona un importante potencial de producción energía renovable y un ahorro en combustible fósil para el proceso posterior, sino que se ha comprobado que mejora sustancialmente dicho proceso. Al tratarse de un producto con menor cantidad de materia orgánica fácilmente degradable y menor concentración de productos volátiles, la producción de olores disminuye, y los condensados obtenidos en el proceso de evaporación son de mayor calidad. Si se considera la codigestión de este residuo con otros generados en la misma comarca, incluyendo FORM, lodos de EDAR y residuos industriales, o incluso la importación de determinados residuos industriales de la industria alimentaria,

39 Procesos biológicos: digestión anaerobia y compostaje 39 el potencial de producción de biogás puede incrementarse de forma significativa. La combinación de la digestión anaerobia con la evaporación al vacío en una planta centralizada de purines de cerdo se ha mostrado exitosa en la instalación TRACJUSA (Garrigues, España), la cual cuenta con un sistema de cogeneración eléctrica de 16 MW alimentado con una mezcla de gas natural y biogás. En la Figura 9.20 se muestra la unidad de digestión anaerobia de TRACJUSA, formada por dos reactores continuos de mezcla completa de 3000 m3 cada uno. La planta trata los residuos producidos por 80 granjas de porcino. Figura Vista de los reactores anaerobios de TRACJUSA. Al fondo se aprecia la unidad de evaporación al vacío. La combinación de la digestión anaerobia de purines de cerdo con el proceso de stripping de amoníaco y posterior absorción, para obtener sales de amonio, también ha mostrado su interés técnico. Esta combinación permite obtener las sales amoniacales libres de contaminación orgánica, a diferencia de la aplicación del proceso de stripping solo, mejorando las posibilidades de substitución de fertilizantes de origen químico CODIGESTION ANAEROBIA El cotratamiento consiste en el tratamiento conjunto de residuos orgánicos diferentes, con el objetivo de: 1.- Aprovechar la complementariedad de las composiciones para permitir perfiles de proceso más eficaces. 2.- Compartir instalaciones de tratamiento. 3.- Unificar metodologías de gestión.

40 40 Xavier Flotats y Elena Campos 4.- Amortiguar las variaciones temporales en composición y producción de cada residuo por separado. 5.- Reducir costes de inversión y explotación. El término co-digestión se utiliza para expresar la digestión anaerobia conjunta de dos o más substratos de diferente origen. La ventaja principal radica en el aprovechamiento de la sinergia de las mezclas, compensando las carencias de cada uno de los substratos por separado. La co-digestión de residuos orgánicos de diferente origen ha resultado una metodología exitosa tanto en régimen termofílico como mesofílico. Se han conseguido buenos resultados para mezclas de residuos ganaderos con varios tipos de residuos de la industria de carne y mataderos, ricos en grasas, consiguiendo altas producciones de metano, del orden de 47 m 3 /tonelada de residuo introducido. También se han conseguido buenos resultados con la codigestión de lodos de depuradora y la fracción orgánica de residuos municipales, la mezcla de estos últimos con aguas residuales urbanas, y la co-digestión de fangos de depuradora y residuos de frutas y verduras. Los residuos urbanos e industriales acostumbran a contener altas concentraciones de materia orgánica fácilmente degradable, por lo cual presentan un mayor potencial de producción de biogas que los residuos ganaderos (ver Tabla 9.11), pudiendo llegar a 1000 m 3 de biogas por tonelada de residuo. Sin embargo, estos residuos pueden presentar problemas en su digestión, como deficiencia en nutrientes necesarios para el desarrollo de microorganismos anaerobios, baja alcalinidad o excesivo contenido en sólidos que provoquen problemas mecánicos. Los residuos ganaderos, pueden ser una buena base para la co-digestión ya que, generalmente, presentan un contenido en agua elevado, una alta capacidad tampón y aportan una amplia variedad de nutrientes necesarios para el crecimiento de microorganismos anaerobios. En la Tabla 9.12 se indican las características relativas para la codigestión. Flechas de sentidos diferentes indican un posible interés en la mezcla, al compensarse la carencia relativa de uno de los dos residuos. La alcalinidad de lodos de planta depuradora presenta tal variabilidad que es difícil su caracterización relativa.

41 Procesos biológicos: digestión anaerobia y compostaje 41 Tabla Potenciales de producción de biogas de algunos residuos orgánicos de la industria alimentaria y de la fracción orgánica de residuos municipales (Angelidaki y Ahring, 1997) Tipo Intestinos + contenidos Fangos de flotación BBO (tierras filtrantes de aceites, con bentonita) Contenido orgánico Hidratos de carbono, proteínas, lípidos 65-70% proteínas, 30-35% lípidos 80% lípidos, 20% otros orgánicos Sólidos volátiles (%) Producción de biogas (m 3 /tonelada) Aceites de pescado 30-50% lípidos Suero 75-80% lactosa, % proteínas Suero concentrado 75-80% lactosa, % proteínas Hidrolizados de carne 70% proteínas, y huesos 30% lípidos Mermeladas 90% azúcares, ácidos orgánicos Aceite soja/ 90% aceites margarinas vegetales Bebidas alcohólicas 40% alcohol Fangos residuales Hidratos de carbono, lípidos, proteínas Fangos residuales concentrados FORM separado en origen Hidratos de carbono, lípidos, proteínas Hidratos de carbono, lípidos, proteínas

42 42 Xavier Flotats y Elena Campos Tabla Caracterización relativa para la codigestión de diferentes residuos orgánicos Residuos ganaderos Lodos depuración FORM Residuos industria alimentaria Micro y macronutrientes Relación C/N Capacidad tampón (alcalinidad) Materia orgánica biodegradable Se han conseguido, mediante mezclas de purines de cerdo con tierras filtrantes residuales de aceite de oliva, al 5% en peso, incrementos en la producción de metano del 100% en régimen mesofílico. También existen experiencias positivas con mezclas de purines con residuos de la industria de los zumos de fruta. Aparte de los beneficios que suponen la complementariedad de composiciones, se ha comprobado que tóxicos contenidos en algunos residuos municipales, como el tetracloroetano, pueden ser degradados por vía anaerobia si los microorganismos utilizan estiércol como substrato primario, siguiendo el tóxico una ruta co-metabólica. Con objeto de aprovechar el potencial agronómico y energético que suponen los residuos ganaderos (son en la mayoría de países los residuos orgánicos que se producen en mayor cantidad), y dar una solución económica y técnica viable, en 1987 se inició, en Dinamarca el programa de plantas de biogas de gestión centralizada. Se construyeron inicialmente 9 grandes plantas localizadas estratégicamente en el territorio para tratar los residuos ganaderos producidos en la zona de influencia de cada instalación. Con el tiempo se comprobó que el efecto inhibidor del nitrógeno amoniacal de estos residuos, en las instalaciones termofílicas, era superable mediante la mezcla con residuos de la industria alimentaria. La experiencia positiva llevó a popularizar el sistema de co-digestión, habiendo en la actualidad unas 30 plantas, tratando mezclas de diferentes tipos de residuos orgánicos, incluyendo lodos biológicos y FORM, con una proporción mayoritaria de residuos ganaderos. En 1998, la producció de energía eléctrica de éstas fue de 0,26 TW h. En la Figura 9.21 se visualiza la planta centralizada de codigestión de Lemvig, en Dinamarca.

43 Procesos biológicos: digestión anaerobia y compostaje 43 Figura Vista de los reactores termofílicos de la planta centralizada de codigestión de Lemvig (Dinamarca) De los datos obtenidos del seguimiento de estas grandes instalaciones danesas, un informe preliminar de 1995 indicaba que estas podían considerarse rentables si permitían conseguir una producción mínima de 30 m 3 de gas por cada tonelada de residuo tratado, lo cual es difícil o imposible de conseguir con la digestión única de residuos ganaderos. Mediante mezclas adecuadas de residuos ganaderos con otros residuos, algunas instalaciones han superado con creces esta producción mínima, y en algún caso superar los 100 m 3. La producción media de las plantas danesas que utilizan mezclas fue, para el mes de marzo de 2000, de 41,8 m 3 de biogas/tonelada de residuo tratado, con un valor medio máximo en la planta de Vegger de 143 m 3 gas/tonelada de residuos. Mediante datos de 1999, se comprobó que la producción en las plantas que trabajan únicamente con residuos ganaderos fue siempre inferior a 26,6 m 3 de gas/tonelada, con un valor medio de 14,5m 3 de gas/tonelada. La evaluación de la experiencia danesa se considera positiva, ya que contribuye al reciclaje de los residuos orgánicos, contribuye a la producción de energía renovable y a disminuir las emisiones de CO 2, ofrece una alternativa económica para muchos residuos de la industria alimentaria y lodos de pequeñas plantas depuradoras, contribuye a disminuir los costes de inversión en instalaciones de tratamiento colectivo, permite controlar la calidad de los productos que se aplican al suelo, y crea un marco de control y gestión en la zona de influencia de cada planta. Éstas pueden considerarse centros de gestión integral e integrada de residuos orgánicos. Plantas de biogas centralizadas trabajando en co-digestión se encuentran en la actualidad, además de Dinamarca, en países como Austria, Italia, Alemania, Suecia, Finlandia, Francia y Japón.

44 44 Xavier Flotats y Elena Campos APROVECHAMIENTO DEL BIOGÁS DE VERTEDEROS Los vertederos son depósitos confinados de residuos, principalmente de origen municipal, y también de origen industrial. En un vertedero se dan condiciones anaerobias, pudiéndose considerar el vertedero como un gran reactor anaerobio de baja eficiencia. La recuperación del biogás de vertederos se plantea no sólo como medida de aprovechamiento energético sino también como medida de seguridad y ecológica. Al aprovechar el biogás se evitan las emisiones incontroladas de metano, que producen riesgo de explosión al mezclarse con oxígeno, y que contribuyen al calentamiento global, ya que el metano tiene un efecto 20 veces superior al CO 2 como gas de efecto invernadero. La generación de metano en un vertedero se produce por la degradación de los residuos orgánicos depositados, y depende de diversos factores, como temperatura, ph, humedad, composición de los residuos, etc. La composición de los residuos condiciona tanto la cantidad como la velocidad de generación de gas Estimación de la producción de biogás en un vertedero Usualmente, para estimar la generación de biogás se dividen los materiales en fácilmente biodegradables (residuos de jardín, alimentos, etc.), y difícil o moderadamente biodegradables (papel, textiles, madera, etc.). Los residuos fácilmente biodegradables presentan un contenido de humedad más alto, lo que posibilita la actividad biológica inicial. Uno de los métodos está basado en la estequiometría de la conversión. Se basa en la composición elemental de la mezcla de residuos, obteniendo una fórmula empírica típica. La reacción teórica que tendría lugar se muestra en la siguiente ecuación: 4a b 2c + 3d 4a + b 2c 3d 4a b + 2c + 3d C a HbOc Nd + ( )H 2O ( )CH 4 + ( )CO2 + dnh Los valores de los coeficientes se pueden estimar a partir de la composición típica de los residuos, ya sea los lentamente o rápidamente biodegradables (ver Tablas 9.13 y 9.14) Tabla Ejemplo de composición de 100 kg de residuos sólidos urbanos

45 Procesos biológicos: digestión anaerobia y compostaje 45 Peso Peso Composición Componente húmedo Seco C H O N S Cenizas Residuos Rápidamente Degradables (RRD) Residuos de comida Papel Cartón Residuos de jardín Total Residuos Lentamente Degradables (RLD) Textiles Goma Cuero Residuos de jardín Madera Total Peso de los constituyentes orgánicos sobre 100 kg de residuo total =72,45 kg Tabla Fórmula química aproximada, sin azufre, en relación a un mol de nitrógeno C H O N RRD Nº átomos/mol de sustancia RLD Nº átomos/mol de sustancia Para un residuo rápidamente degradable (RRD), considerando la composición que se muestra en la Tabla 9.14, la reacción de degradación sería: C68 H111O50 N + 16 H 2O 35CH CO2 + NH 3 Pm : Para un residuo lentamente degradable (RLD): C20 H 29O5 N + 9H 2O 11CH 4 + 9CO2 + NH 3 Pm : A partir de esta composición, el potencial máximo de producción de metano será: G ( ) 0.45m3CH / kgm.s. 0,20m 3 0 RRD ) = 4 = CH4 / KgRSU 3 3 G0 RLD = 0,57m CH 4 / kgm. S. = 0,04m CH 4 / kgrsu ( ) Para estimar la distribución temporal de la producción (Figura 9.23) se puede utilizar el modelo triangular, que consiste en distribuir el potencial total de degradación en un número de años, diferentes en función de la biodegradabilidad del residuo. La aplicación de este método al ejemplo anterior se realiza en la Figura 9.22, a partir de la cual se estima la curva de la Figura 9.23.

46 46 Xavier Flotats y Elena Campos Tasa de producción de gas (m 3 /kg RRD seco año) h /4h /4h hi 1/4h T iempo (años) Tasa de producción de gas (m 3 /kg RLD seco año) 0.16 h /10h /5h h/5 5/10h 1/10h T iempo (años) Figura Distribución del potencial de producción de metano en el período de degradación, estimado para cada tipo de residuo entrado a vertedero (RRD o RLD) Evolución del gas producido en la degradación de los RSU Producción de gas total (m3/kg RSU) Producción de gas acumulada (m3/kg RSU) Año TOTAL Acum. Figura Estimación de la producción acumulada y anual de biogás en un vertedero utilizando el modelo triangular Fases de evolución del vertedero En la evolución de un vertedero se pueden distinguir varias etapas, cuya duración varía en función de las características del vertedero, de la composición de los residuos, o de si se recirculan lixiviados (ver Figura 9.24)

47 Procesos biológicos: digestión anaerobia y compostaje 47 Fase I: Ajuste inicial en la que los componentes biodegradables se degradan durante el vertido. El ambiente es predominantemente aerobio, aunque ya se forman algunos núcleos anaerobios. La fuente de microorganismos, tanto aerobios como anaerobios es el material del suelo que se utiliza en la cubrición diaria y final. También aportan micoorganismos algunos de los materiales vertidos, por ejemplo lodos de depuradora o el lixiviado reciclado. Fase II o de transición: La concentración de O 2 desciende, estableciéndose condiciones anóxicas, produciéndose procesos biológicos anóxicos como desnitrificación (el nitrato se reduce a N 2 ) y sulfato-reducción (el sulfato se reduce a SH2). Con el tiempo comienzan a establecerse condiciones plenamente reductoras a las que se puede producir los procesos de metanogénesis (potencial redox<-300 mv). Durante esta fase comienza la degradación de los materiales orgánicos llevándose a cabo las fases de hiodrólisis y acidogénesis. De esta forma, al final de esta fase el lixiviado aumenta su DQO, ya que se arrastran compuestos orgánicos solubles, y baja su ph por el arrastre de ácidos grasos volátiles (AGV) y por el aumento de CO 2 disuelto. La bajada del ph del lixiviado hace que se solubilicen algunos componentes, como metales pesados, que también aumentan su concentración en el lixiviado durante esta fase. En el gas aumenta la concentración de hidrógeno y CO 2, fruto de la acidogénesis/acetogénesis. Fase III. Fase ácida. Durante esta fase se acelera la actividad biológica, produciendo en cantidades importantes ácidos orgánicos y pequeñas cantidades de H 2. El principal generado durante esta fase es el CO 2 y en menor proporción H 2. Los principales microorganismos que actúan durante este período son los acidogénicos. El ph del lixiviado cae de forma significativa hasta valores próximos a 5, el contenido de ácidos del lixiviado y de materia orgánica alcanza el valor máximo, así como compuestos inorgánicos disueltos, como metales y otros compuestos solubles. Fase IV: Fase metanogénica. Durante esta fase comienza la producción de metano gracias a la acción de los microorganismos metanogénicos. Debido a la desaparición de AGV del lixiviado, ya que son consumidos por microoganismos metanogénicos, sube el ph a valores cercanos a la neutralidad. Igualmente se reduce el contenido de compuestos orgánicos del lixiviado (DQO y DBO), así como la conductividad. Fase V. Fase de maduración. La fase final de actividad del vertedero se caracteriza por la desaparición de los materiales más biodegradables, produciéndose la descomposición de materiales más lentamente degradables. La velocidad de generación de gas disminuye considerablemente. El lixiviado será menos concentrado que en fases anteriores pero puede contener compuestos difícilmente biodegradables como ácidos húmicos y fúlvicos.

48 48 Xavier Flotats y Elena Campos La duración de cada una de las fases es muy variable y depende mucho de las condiciones ambientales (humedad, disponibilidad de nutrientes, temperatura ambiente ) y de operación (grado de compactación). Figura Evolución de algunos indicadores y caracterización de las fases de un vertedero con recirculación de lixiviado El vertedero puede ser considerado como gran bio-reactor anaerobio. La aplicación de tecnologías de optimización de reactores a la tecnología de vertederos puede proporcionar ventajas en la gestión y tratamiento de residuos sólidos urbanos, acelerando la velocidad de estabilización de los residuos, mejorando la producción de gas, facilitando la gestión del lixiviado, reduciendo el volumen de reactor y minimizando la actividad a largo plazo. Las principales herramientas pasan por el diseño de los vertederos, la recirculación del lixiviado, optimizando su distribución espacial y temporal, el control de la infiltración y el uso de zonas de tratamiento dedicadas, sin olvidar la instalación necesaria para la evacuación controlada de gases para su aprovechamiento. La recuperación del biogás, mediante extracción inducida por succión (creación de un vacío parcial) es, de momento, el único método que se ha empleado tanto para la recuperación del biogás como para la reducción de su migración lateral. Para ello se van instalando en el vertedero, a medida que se construye, una serie de tubos perforados, diseñando el sistema de manera que los flujos de extracción sean lentos. En la parte superior se establece una red de tuberías, generalmente de PVC, aunque hoy en día se están empleando otros materiales, como el HDPE, más resistente a la intemperie y a la radiación solar.

49 Procesos biológicos: digestión anaerobia y compostaje 49 Uno de los problemas de la recuperación es la humedad del gas. El biogás fluye saturado de humedad a una temperatura elevada (20-40 ºC, en el caso de vertederos profundos). En contacto con la superficie, más fría, condensa parcialmente. Por ello las tuberías han de instalarse inclinadas y provistas de sifones para evitar inundaciones. Cuando se instala un motor para cogenerar, el gas debe ser previamente secado y comprimido. Además es preciso instalar un gasómetro para regular el caudal. El biogás suele estar contaminado de sulfuro de hidrógeno, por lo cual debe plantearse la instalación de un sistema adicional de depuración del gas (ver apartado siguiente). En caso que los costes no sean asumibles, sólo queda la opción de ser quemado en antorcha, pero nunca su liberación a la atmósfera. La legislación en la Unión Europea regula una reducción paulatina de materia orgánica entrada a vertedero, para evitar emisiones incontroladas de gases efecto invernadero y promover proyectos de recuperación denutrientes y materia orgánica estabilizada. Por ello, no se prevén en Europa desarrollos específicos en este ámbito a medio o largo plazo. Los vertederos en operación actualmente sí disponen, en función de su dimensión, de sistemas de evacuación y aprovechamiento, en su caso, del biogás. La tendencia en Estados Unidos ha sido diferente y la consideración de un vertedero como un gran reactor biológico susceptible de ser controlado y aprovechado forma parte de las practicas habituales UTILIZACIÓN DEL BIOGÁS El biogás es una mezcla gaseosa formada principalmente por metano y dióxido de carbono, y pequeñas proporciones de otros gases, como H 2 S, H 2, NH 3, etc. La composición o riqueza del biogás depende del material digerido y del funcionamiento del proceso. En la Tabla 9.15 se muestran valores medios de composición del biogás en función del substrato utilizado. La potencia calorífica inferior del biogás es aproximadamente de kcal/m 3, para una riqueza en metano de 60%.

50 50 Xavier Flotats y Elena Campos Tabla Componentes del biogás en función del substrato utilizado Componente Residuos ganaderos Residuos agrícolas Lodos de depuradora Residuos municipales Gas de vertedero Metano 50-80% 50-80% 50-70% 45-60% Dióxido de carbono 30-50% 20-50% 30-50% 40-60% Agua Saturado Saturado Saturado Saturado Hidrógeno 0-2% 0-5% 0-2% 0-0,2% Sulfuro de hidrógeno ppm 0-1% 0-8% 0-1% Amoníaco Trazas Trazas Trazas 0,1-1% Monóxido de carbono 0-1% 0-1% 0-1% 0-0,2% Nitrógeno 0-1% 0-3% 0-1% 2-5% Oxígeno 0-1% 0-1% 0-1% 0,1-1% Constituyentes en cantidades trazas, compuestos orgánicos *terpernos, esteres,... Trazas Trazas Trazas 0,01-0,6%* Almacenamiento del gas Las variaciones de producción de gas en los digestores se amortiguan mediante depósitos de almacenamiento (gasómetros), que pueden ser de diversos tipos, y de baja, media o alta presión. Gasómetros de baja presión: Entre los más utilizados están los de cúpula o campana flotante sobre depósito de agua (Figura 9.25), que puede alcanzar volúmenes de almacenamiento importantes, aunque no suelen sobrepasar los 1500 m 3. La presión normalmente no supera los 50 mbar. Otra opción también muy utilizada son los gasómetros hinchables (Figura 9.26). Figura Gasómetro de campana Figura Gasómetro flexible

51 Procesos biológicos: digestión anaerobia y compostaje 51 Tanques de gas de media y alta presión. Son los mismos tanques que se utilizan para almacenar cualquier gas. Se consideran de media presión hasta 8-10 bar, con compresores de una etapa. A presiones superiores son alta presión y se necesitan compresores de varias etapas Uso del biogás El biogás generado en el proceso de digestión anaerobia puede ser utilizado de diferentes formas, tal y como se muestra en la Figura Los requerimientos de depuración variarán también en función del uso del gas, tal y como se muestra en la Figura Autoconsumo de la instalación Caldera Motor / turbina Cogeneración- Trigeneración Producción energía calorífica Producción de energía eléctrica Calefacción / agua caliente. Producción vapor Industria Postratamiento de residuos: Secado, evaporación Autoconsumo Venta del excedente a la red Utilización directa previa depuración Combustible de vehículos (camiones basura, autobuses urbanos...) Inyección a red de gas natural Figura Usos del biogás Tratamiento del biogás en función del uso La necesidad y tipo de tratamiento depende de la composición del biogás y del uso que se le vaya a dar. El biogás suele contener ácido sulfhídrico (sulfuro de hidrógeno) que puede ser corrosivo. También puede contener hidrocarburos. El gas fluye de los digestores saturado de vapor de agua, que también es perjudicial para las instalaciones y es necesario eliminarlo. En otros casos será preciso concentrar el gas, eliminando el CO 2, que puede suponer del 60 al 40% en volumen.

52 52 Xavier Flotats y Elena Campos CALDERA DE GAS BIOGAS Filtrado mecánico Eliminación de partículas TURBINA DE GAS Limpieza Eliminación de SH 2 y NH 3 MOTOR DE GAS Concentración Eliminación de CO 2 RED DE GAS TRANSPORTE URBANO Figura Necesidad de tratamiento del biogás en función del uso Eliminación de partículas. Se trata de métodos sencillos que se basan en el uso de rejillas metálicas, trampas de agua o combinaciones de ambas. Deshidratación. Condensadores. El biogás normalmente se encuentra saturado de vapor de agua. La eliminación del agua se realiza mediante su condensación en trampas frías. Si la digestión se realiza a 35ºC, el biogás contiene aproximadamente 35 g de agua por m 3. La trampa fría o condensador aprovecha la diferencia de temperaturas entre el digestor y la temperatura ambiente exterior para condensar el agua de forma natural. Un condensador consiste en un depósito cerrado en cuyo interior se disponen chapas metálicas en cuya superficie se produce la condensación. La eficiencia aumenta si aumenta la superficie de contacto. El efecto de condensación se puede reforzar mediante instalaciones frigoríficas. También se pueden utilizar absorbentes químicos como soluciones de glicol, etileno o trietileno. Eliminación de SH 2. El sulfhídrico es un compuesto altamente corrosivo por lo que su concentración debe reducirse por debajo de los niveles aceptables, para proteger las instalaciones de gas, motores, calderas y turbinas. Durante el proceso de digestión anaerobia, en el que se mantienen condiciones reductoras, en presencia de compuestos azufrados en el medio, se desarrollan bacterias sulfatoreductoras que producen SH 2, en proporciones que pueden llegar al 1% en volumen. La eliminación de SH 2 del biogás se consigue por diferentes métodos, que básicamente se basan en una oxidación a azufre elemental, sólido. Se puede eliminar usando gran variedad de absorbentes en medio líquido u oxidantes en fase sólida. Los métodos que utilizan absorbentes líquidos son preferiblemente usados si es necesario eliminar también CO 2 para alguna aplicación. Los métodos de eliminación en seco son en general mejores si no es necesario eliminar CO 2 y son más económicos, sobretodo en pequeñas instalaciones.

53 Procesos biológicos: digestión anaerobia y compostaje 53 Los principales métodos se relatan a continuación: Desulfuración biológica. Se basan en la acción de unos organismos capaces de oxidar el sulfídrico o los sulfuros a azufre elemental. La mayoría de los microorganismos utilizados pertenecen al género Thiobacillus. Debe añadirse la cantidad estequiométricamente necesaria de oxígeno para oxidar todo el SH 2 presenta, que dependiendo de la concentración está entre un 2 y 6% de aire en el biogás. A estas concentraciones no se producen problemas de autoinflamación. El método más simple consiste en la adición de aire/oxígeno al espacio de cabeza del digestor o en el desgasificador. Los Thiobacilli crecen en la superficie del digestado, donde encuentran los nutrientes necesarios, formando una costra amarilla. En función de la temperatura y las condiciones de operación la eliminación puede ser superior al 95%, llegando a concentraciones menores de 50 ppm de SH 2. El mismo sistema puede realizarse en tanque postdigestión o en reactor biológico específico, permitiendo un mayor control del flujo de gases. Una imagen de una instalación de este tipo puede verse en la Figura Tratamiento en biofiltros o bioscrubber. Este tratamiento combina una torre de lavado de gas y un tanque de aireación. El biogas es introducido en un bio-scrubber y es lavado con licor de lodos activos que procede de un tanque de aireación. El lodo conteniendo los sulfuros se retorna al tanque de aireación dónde el sulfuro se oxida a sulfato mediante bacterias sulfuro-oxidantes. Adición de cloruro de hierro. La adición de cloruro de hierro bien en líquido dentro del digestor, bien en el substrato antes de la alimentación, es un método altamente eficiente, pero económicamente poco ventajoso. El hierro reacciona con los sulfuros formando sulfuro de hierro que precipita. Es recomendable en sistemas con muy alto contenido en sulfuros. Las eliminaciones son altas, pero no se llega a niveles de depuración necesarios para el uso en vehículos.

54 54 Xavier Flotats y Elena Campos Figura Detalle de reactor de eliminación biológica de SH 2 por oxidación a azufre en la planta de biogás centralizada de Thorso (Dinamarca) Óxido de hierro. La cantidad de sulfhídrico que se puede eliminar está estequiométricamente relacionada con la cantidad de hierro presente. El sulfhídrico reacciona con el óxido férrico formar sulfuro férrico. La reacción es ligeramente endotérmica, con una temperatura mínima de 12ºC. La temperatura óptima está entre 15 y 50ºC, y se requiere presencia de humedad, por lo que conviene que el biogás no esté demasiado seco, aunque tampoco saturado para condensaciones en el filtro que reducirían la superficie activa. En el proceso de regeneración se añade oxígeno para convertir el sulfuro de hierro en óxido férrico y azufre elemental. El proceso de regeneración debe estar bien controlado, ya que es un proceso exotérmico. Los filtros de hierro pueden ser regenerados de 3 a 5 veces, dependiendo de la cantidad de azufre eliminada. Normalmente se trabaja con dos lechos, uno en operación y el otro regenerándose (ver Figura 3.30)

55 Procesos biológicos: digestión anaerobia y compostaje 55 Figura Imagen de un sistema de eliminación de SH 2 mediante óxidos de hierro Virutas de madera cubiertas de óxido de hierro. Gracias a la baja densidad de la madera se consigue una relación superficie - peso muy alta, optimizando el contacto y favoreciendo la reacción. La relación a obtener es del orden de 20 gramos de sulfhídrico por 100 gramos de virutas. Pellets impregnados de óxido férrico. La densidad de los pellets es más alta que las virutas. La capacidad de carga es de 50 g de SH 2 por 100 gramos de pellets para concentraciones de SH2 de 1000 a 4000 ppm. Uso de columnas de adsorción, utilizando un material adecuado, tal como el carbón activo. Los filtros moleculares se pueden usar para eliminar sulfhídrico, mercaptanos, agua y otras impurezas. Consisten en compuestos de alúmina o sílica activada que tienen gran afinidad por moléculas polares. Proporcionan superficies activas muy altas y tienen tamaños de poros bien definidos, lo que permite la eliminación selectiva de las diferentes sustancias. El área superficial se puede regenerar haciendo pasar un gas caliente (200 a 315ºC) a través del lecho del reactor. Este método se puede usar para eliminar agua y/o SH 2 a media o pequeña escala. Métodos en medio líquido. El sulfhídrico puede ser absorbido de forma selectiva en gran variedad de soluciones acuosas. La absorción se lleva a cabo en un scrubber, equipado con un relleno que aumenta la superficie de contacto. Existen diversas tecnologías, pudiéndose utilizar diversas soluciones absorbentes. El diagrama del proceso de eliminación de sulfhídirco en medio líquido se muestra en la Figura Si la instalación es bastante grande las soluciones pueden ser regeneradas, y el azufre recuperado para usos