VI EDICIÓN DEL MÁSTER EN GESTIÓN SOSTENIBLE Y TECNOLOGÍAS DEL AGUA

Transcripción

1 VI EDICIÓN DEL MÁSTER EN GESTIÓN SOSTENIBLE Y TECNOLOGÍAS DEL AGUA Trabajo fin de Master Tutores: Rafael Font Montesinos Mª Francisca Gómez-Rico Núñez de Arenas Alumna: María de los Ángeles Garrido López Alicante, Septiembre de 2012

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3 D. Rafael Font Montesinos, Profesor del Departamento de Ingeniería Química de la Universidad de Alicante y Dña. Mª Francisca Gómez-Rico Núñez de Arenas, Profesora del Departamento de Ingeniería Química de la Universidad de Alicante. Certifican: Que el presente Trabajo Fin de Máster titulado ESTUDIO DE LA GENERACIÓN DE PCDD/Fs DURANTE EL PROCESO DE COMPOSTAJE ha sido realizado en el Grupo de Investigación de Residuos, Pirólisis y Combustión de la Universidad de Alicante bajo nuestra supervisión, por Dña. María de los Ángeles Garrido López, y que reúne las condiciones de calidad y rigor científico para que pueda ser presentado y defendido ante la Comisión correspondiente. Alicante, 20 de septiembre de 2012 Fdo. Rafael Font Montesinos Fdo. Mª Francisca Gómez-Rico Núñez de Arenas

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5 Este trabajo no podría haberse realizado sin los conocimientos adquiridos en el presente Máster; aportándome todas sus asignaturas las nociones necesarias para llevar a cabo este estudio. Por lo tanto, no puedo dejar pasar esta oportunidad para agradecer a D. Daniel Prats Rico, director del Master, su dedicación y su total disponibilidad. Aunque mi mayor agradecimiento va dirigido a mis dos directores de tesis D. Rafael Font Montesinos y Dña. Mª Francisca Gómez-Rico Núñez de Arenas, ya que sin ellos esto no habría sido posible. En ellos he encontrado una fuente de sabiduría y el estímulo necesario para la realización de este estudio. Han sabido guiarme siendo muy cercanos y mostrando, en cada momento, una inmejorable disposición ante cualquier tipo de duda que haya surgido durante la realización del mismo. Para ellos la jornada laboral tiene 24 horas. Muchas gracias a los dos!!! Deseo agradecer a María Muñoz Fernández por confiar en mí para la realización de este estudio y, sobretodo, por su compresión y ayuda que me ha ofrecido aun estando muy lejos de aquí. Gracias a la realización de este proyecto he podido formar parte del Grupo de Investigación de Residuo, Pirólisis y Combustión de la Universidad de Alicante, y no puedo dejar pasar la oportunidad de agradecer a muchas de mis compañeras todo lo que han hecho por mí. En primer lugar, me gustaría agradecer a Ana Isabel Moreno Caballero todo el apoyo que me ha dado y cómo me ha ayudado a adaptarme en los momentos iniciales. Siempre es de agradecer poder trabajar con una amiga. Y en segundo lugar, aunque no menos importante, es imprescindible que agradezca de la forma más sincera a Silvia Egea y a Nuria Ortuño la paciencia que han tenido ambas conmigo. Ellas me han enseñado todo lo que he aprendido en estos meses, me han ayudado a organizarme y han sido un gran apoyo en los momentos más difíciles y calurosos. Gracias de corazón chicas!!! Y, por supuesto a mis familiares y amig@s que siempre me dieron ánimo y estuvieron a mi lado.

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7 Índice ÍNDICE GENERAL RESUMEN... 1 I. INTRODUCCIÓN... 5 I.1. LODOS DE DEPURADORAS DE AGUAS RESIDUALES URBANAS... 5 I.1.1. Origen de los lodos en las estaciones depuradoras de aguas residuales... 5 I.1.2. Características de los lodos de depuradora en función de su origen... 6 I.1.2.a. Composición química general...7 I.1.2.b. Compuestos orgánicos contaminantes...8 I.1.2.c. Organismos patógenos I.1.3. Tratamiento de los lodos de depuradora I.2. FORMAS DE APROVECHAMIENTO Y ELIMINACIÓN DE LODOS I.2.1. Deposición en vertederos I.2.2. Valorización energética I.2.3. Producción de compost I.2.4. Aplicación en suelos I.3. COMPOSTAJE DE LODOS TECNOLOGÍA Y CONTAMINACIÓN I.3.1. Compostaje I.3.2. Métodos de compostado I.3.2.a. Pilas de compostado pasivas I.3.2.b. Pilas de volteo I.3.2.c. Pilas estáticas con aireación pasiva I.3.2.d. Pilas estáticas con aireación forzada I.3.2.e. Compostaje en biodigestores I.3.3. Fases del compostaje y variables que influyen I.3.4. Contaminación generada durante el proceso de compostaje II. OBJETIVOS III. PROCEDIMIENTO EXPERIMENTAL III.1. MATERIAL, MÉTODOS Y EQUIPOS III.1.1. Lodo de depuradora III.1.1.a. Humedad III.1.1.b. Porcentaje de cenizas III.1.1.c. Análisis elemental III.1.1.d. Poder Calorífico Inferior en base seca I

8 Índice III.1.1.e. Forma de los termogramas o curvas de termogravimetría (TG) de pirólisis y combustión III.1.2. Agentes espesantes III.1.3. Equipos empleados para el compostaje en el laboratorio III.1.3.a. Vasos Dewar III.1.3.b. Compresor de aire III.1.3.c. Ordenador III.2. DESARROLLO DEL EXPERIMENTO III.3. ANÁLISIS DE DIOXINAS Y FURANOS III.3.1. Preparación de la muestra III.3.2. Extracción Sólido-Líquido III.3.3. Primera concentración con el Rotavapor III.3.4. Lavado Ácido-Base III.3.5. Segunda concentración con el Rotavapor III.3.6. Purificación de las Muestras III.3.7. Tercera concentración con el Rotavapor III.3.8. Concentración en Corriente suave de Nitrógeno III.3.9. Análisis por HRGC/HRMS IV. RESULTADOS V. CONCLUSIONES VI. BIBLIOGRAFÍA II

9 Índice ÍNDICE DE FIGURAS Figura I. 1. Esquema general de una EDAR Figura I. 2. Estructura del benzo(a)pireno Figura I. 3. Estructura general de los PCBs Figura I. 4. Estructura general de los Policlorodibenzodioxinas (PCDDs) Figura I. 5. Estructura general de los Policlorodibenzofuranos (PCDFs) Figura I. 6. Compostaje en pilas estáticas Figura I. 7. Pila de compostaje con volteo Figura I. 8. Pilas estáticas con aireación pasiva Figura I. 9. Pilas estáticas con aireación forzada Figura I. 10. Biodigestor Figura I. 11. Temperatura alcanzada en cada fase del compostaje Figura I. 12. Formación de PCDD/Fs (Wittsiepe et al ) Figura III. 1. Vista de la EDAR de Aspe Figura III. 2. Analizador Humedad HB45 OHAUS Figura III. 3. Esquema de la termobalanza Figura III. 4. Curvas gravimétricas características de un lodo bien estabilizado Figura III. 5. Curvas gravimétricas características de un lodo mal estabilizado Figura III. 6. Curvas gravimétricas del lodo inicial Figura III. 7. Materiales espesantes empleado en el compostaje en el laboratorio Figura III. 8. Montaje empleado para compostaje en el laboratorio Figura III. 9. Difusor de aire situado en el fondo del vaso Dewar Figura III. 10. Esponja para mantener la humedad de la mezcla Figura III. 11. Detalle del orificio de la tapa para extraer las conducciones Figura III. 12. Detalle de las válvulas Figura III. 13. Ubicación del lodo para el sacado solar Figura III. 14. Detalle de la textura inicial del lodo Figura III. 15. Detalle de la capa superficial seca y del lodo del interior húmedo Figura III. 16. Homogenización del lodo Figura III. 17. Campana extractora empleado para el secado del lodo y detalle de la disposición del lodo dentro de ésta Figura III. 18. Imágenes del lodo antes y después de triturarlo Figura III. 19. Mezcla final del lodo seco con los agentes espesante Figura III. 20. Mezcla final dentro del Dewar con el difusor y el termopar Figura III. 21. Temperaturas registradas durante el proceso de compostado III

10 Índice Figura III. 22. Curvas de la evolución de la temperatura durante el proceso de compostado Figura III. 23. Muestra del compost final Figura III. 24. Imágenes de la mezcla de sulfato sódico anhídrido con la muestra y del patrón marcada que se emplea como patrón interno Figura III. 25. Equipo ASE 100 dioxin para la extracción Sólido-Líquido Figura III. 26. Cuerpo cilíndrico y componentes que forman las tapas Figura III. 27. Tapas montadas Figura III. 28. Introducción del filtro Figura III. 29. Tierra de diatomea empelada para rellenar y deshidratar la muestra Figura III. 30. Muestra dentro de la celda Figura III. 31. Colocación de la celda Figura III. 32. Descripción funcionamiento del equipo Figura III. 33. Muestra líquida obtenida tras la extracción sólido-líquido de lodo Figura III. 34. Rotavapor Figura III. 35. Muestra tras el primer lavado ácido Figura III. 36. Muestra tras el tercer lavado ácido Figura III. 37. Neutralización posterior al lavado ácido Figura III. 38. Muestra tras tres lavados básicos Figura III. 39. Filtración de la fase orgánica a través de lana de vidrio y sulfato sódico anhídrido Figura III. 40. Montaje para la filtración de la muestra previa al Power-Prep Figura III. 41. Portamuestras Figura III. 42. Imagen de las tres columnas empleadas Figura III. 43. Esquema sinóptico del sistema Power-Prep Figura III. 44. Botellas con los disolvente empleados en la cromatografía líquida Figura III. 45. Tubos de by-pass para el llenado y limpieza de conducciones Figura III. 46. Salidas de las fracciones Figura III. 47. Columnas y portamuestras Figura III. 48. Salidas de las fracciones y matraces colectores Figura III. 49. Vial e Insert empleados en la concentración final con N Figura III. 50. Montaje para la concentración con una corriente suave de N Figura III. 51. Volumen final de la muestra para el análisis en el HRGC/HRMS Figura III. 52. Esquema del método EPA 1613 para el análisis de PCDD/Fs Figura IV. 1. Concentraciones de los congéneres más abundantes en las muestras analizadas IV

11 Índice ÍNDICE DE TABLAS Tabla I. 1. Composición característica de los lodos de depuradora (Hernández & Galán, 2004) Tabla I. 2. Compuestos que pertenecen a la lista de 16 PAHs (US EPA, 1998) Tabla I. 3. Factores de toxicidad equivalente para los PCBs, PCDDs y PCDFs (Van der Berg 2006, NATO/CCMS 1988) Tabla I. 4. Organismos patógenos en lodos y posibles enfermedades (Hernándes et al. (2004)) Tabla I. 5. Procedimientos para la eliminación de agua en lodos (Hernándes et al. (2004)) Tabla I. 6. Valores límite para las concentraciones de metales pesados en lodos para uso agrícola (UE, 2000) Tabla I. 7. Valores límite para las concentraciones de compuestos orgánicos en lodos para uso agrícola (UE, 2000) Tabla III. 1. Humedad del lodo fresco Tabla III. 2. Porcentaje de los elementos mayoritarios Tabla III. 3. Evolución de la humedad del lodo Tabla III. 4. Evolución de la humedad del lodo en la campana Tabla III. 5. Masa de las mezclas iniciales Tabla III. 6. Masa de agua necesaria para alcanzar 65% humedad Tabla III. 7. Programa de aireación Tabla III. 8. Temperaturas promedio diarias registradas en cada Dewar. Fases del compostaje Tabla III. 9. Humedad del compost final Tabla III. 10. Masa pesada de cada muestra analizada Tabla III. 11. Volumen necesario de cada disolvente por muestra purificada Tabla III. 12. Condiciones empleadas en HRGC/HRMS para el análisis de PCDD/Fs según el método de EPA Tabla III. 13. Patrones utilizados en el análisis de PCDD/Fs según el método de EPA Tabla III. 14. Patrones empleados en el calibrado Tabla III. 15. Masas características y relación isotópica para los isómeros marcados. 83 Tabla IV. 1. Resultados obtenidos para el análisis del Blanco Tabla IV. 2. Resultados obtenidos para el análisis de la muestra del Dewar sin PCP inicial V

12 Índice Tabla IV. 3. Resultados obtenidos para el análisis de la muestra del Dewar sin PCP final Tabla IV. 4. Resultados obtenidos para el análisis de la muestra del Dewar con PCP inicial Tabla IV. 5. Resultados obtenidos para el análisis de la muestra de Dewar con PCP final Tabla IV. 6. Masas y humedades de cada muestra analizada Tabla IV. 7. Concentraciones de PCDD/Fs en las muestras obtenidas durante el compostaje en laboratorio Tabla IV. 8. Concentración de PCDD/Fs para todas las muestras en ng I-TEQ/kg masa seca y en ng WHO-TEQ/kg masa seca VI

13 Índice ABREVIATURAS UTILIZADAS AOX CEE DEHP EDAR EPSAR HRGC HRMS IARC I-TEQ LAS LOD m.s. NPEs PAHs PCBs PCDDs PCDFs PCP PNLD UE US EPA WHO WHO-TEQ Adsorbable Organic Halides (haluros orgánicos adsorbibles) Comunidad Económica Europea Di(2-EthylHexyl)Phthalate (di(2-etilhexil)ftalato) Estación Depuradora de Aguas Residuales Entitat Pública de Sanejament d Aigües Residuals de la Comunitat Valenciana High Resolution Gas Chromatography (cromatografía de gases de alta resolución) High Resolution Mass Spectrometry (detector de espectrometría de masas de alta resolución) International Agency for Research on Cancer International Toxic Equivalent (equivalente tóxico internacional) Linear Alkylbenzene Sulfonates (alquilbenceno sulfonatos lineales) Limit Of Detection (límite de detección) Materia Seca NonylPhenolic Compounds (suma de los compuestos nonilfenólicos NP, NP1EO y NP2EO) Polycyclic Aromatic Hydrocarbons (hidrocarburos aromáticos policíclicos) PolyChlorinated Biphenyls (policlorobifenilos) PolyChlorinated Dibenzo-p-Dioxins (policlorodibenzo-p-dioxinas) PolyChlorinated DibenzoFurans (policlorodibenzofuranos) PentaChloroPhenol (pentaclorofenol) Plan Nacional de Lodos de Depuradora Unión Europea United States Environmental Protection Agency (Agencia de Protección Ambiental de E.E.U.U.) World Health Organization (Organización Mundial de la Salud) WHO Toxic Equivalent (equivalente tóxico de la Organización Mundial de la Salud) VII

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15 RESUMEN

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17 Resumen RESUMEN En el presente trabajo se ha llevado a cabo un estudio de la formación de dioxinas cloradas en el compostaje de lodos de depuradora. La técnica de compostaje para el aprovechamiento de lodos de depuradora tiene un objetivo final muy importante como es la aplicación del mismo en suelo agrícolas, aprovechando la elevada cantidad de materia orgánica y nutrientes que componen este producto. Con este trabajo se pretende obtener un mayor conocimiento acerca de la contaminación asociada a este producto derivado del lodo de depuradora, con el fin de evaluar los posibles riesgos para el medio ambiente y, por supuesto, para la salud humana. Más concretamente, el estudio se ha centrado en uno de los tipos de compuestos contaminantes orgánicos que pueden resultar más problemáticos en el proceso de compostaje como son los policlorodibenzo- -dioxinas (PCDD) y los policlorodibenzofuranos (PCDFs). Estos contaminantes fueron considerados por la Agencia Internacional de Investigación sobre el Cáncer (IARC) en 1997 como sustancias carcinógenas Clase 1, es decir, son compuestos de toxicidad demostrada para humanos; y por lo tano, la presencia de estos en un producto como es el compost puede conllevar graves problemas de salud si están en concentraciones superiores a los límites establecidos Para el estudio de la formación de PCDD/Fs se ha llevado a cabo un proceso de compostaje en el laboratorio, de dos muestras distintas: - En una de ellas, a la mezcla inicial de lodo y agentes espesante, se le ha adicionado una determinada cantidad de un precursor de formación de PCCD/Fs, el pentaclorofenol (PentaChloroPhenol, PCP). - En la otra solo se ha compostado el lodo junto con los agentes espesantes. Gracias a la toma de muestras realizadas antes y después del proceso de compostaje, se ha podido comprobar si durante esta transformación biológica se forman las policlorodibenzo- -dioxinas y los policlorodibenzofuranos, o por el contrario, los obtenidos el análisis del compost coinciden con los presentes en la muestra inicial. Además se ha comprobado si la presencia de una mayor cantidad de precursores afecta a la cantidad de dioxinas formadas. 1

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19 I. INTRODUCCIÓN

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21 I. Introducción I. INTRODUCCIÓN Debido a la gran importancia del agua y a las, cada vez más exigentes, disposiciones legales en cuanto a la depuración de aguas residuales, la construcción de estaciones depuradoras de aguas residuales se ha incrementado notablemente en los últimos años en un gran número de países, y lo continuará haciendo en el futuro. Los procesos de depuración de aguas residuales llevan asociados la producción de lodos, generalmente en proporciones elevadas. No se consigue una eficiencia real en materia de depuración de aguas residuales si no se es capaz de gestionar adecuadamente los subproductos generados en dicha actividad. Por razones obvias el subproducto más importante generado son los lodos o biosólidos. Hasta hace poco tiempo, uno de los destinos de este residuo era el vertido al mar (Hope, 1986); sin embargo, en la actualidad esta opción suele descartarse siendo la aplicación en suelos para su conservación y usos agrícolas, y la combustión con recuperación de energía, los principales usos que se dan a este residuo. La presencia de metales pesados y contaminantes orgánicos en los lodos, hace que existen ciertos riesgos para el medio ambiente que deben tenerse muy en cuenta a la hora de emplear cualquier técnica de aprovechamiento del lodo, y que requieren de los estudios oportunos. I.1. LODOS DE DEPURADORAS DE AGUAS RESIDUALES URBANAS Con el fin de garantizar la protección del medio ambiente, es necesario someter los vertidos de las aguas residuales urbanas, previamente a su evacuación, a una serie de tratamientos en instalaciones adecuadas (EDAR), para limitar los efectos contaminantes de dichas aguas residuales. Con este objetivo, la Unión Europea aprobó la Directiva 91/271/CEE, del Consejo, de 21 de mayo, sobre el tratamiento de las aguas residuales urbanas, en la cual se establece que los Estados miembros adoptarán las medidas necesarias para garantizar que dichas aguas son tratadas correctamente antes de su vertido. Esta directiva considera las aguas residuales urbanas como aquellas de origen doméstico o mezclas de aguas residuales domésticas con aguas residuales industriales y/o agua de correntía pluvial. I.1.1. Origen de los lodos en las estaciones depuradoras de aguas residuales En las estaciones depuradores de aguas residuales, la eliminación de la materia orgánica presente en las mismas, se produce de forma habitual en dos etapas (Figura I.1.), generando lodos como subproductos. Las dos fuentes 5

22 I. Introducción principales de producción de lodos dentro de las EDAR son el tratamiento primario y secundario. Figura I. 1. Esquema general de una EDAR. Tratamiento Primario. Tiene como objetivo separar del agua residual una parte de los sólidos en suspensión (insolubles), sedimentables por gravedad, y los elementos solubles y coloidales (coagulación-floculación decantación), mediante operaciones unitarias meramente físicas. Tratamiento Secundario. Tiene como objetivo eliminar la mayor parte de la materia orgánica coloidal, y para ello se emplean principalmente procesos de tipo biológico (el proceso más utilizado para ello es el denominado fangos activos). Los objetivos que persiguen los tratamientos biológicos son la eliminación o reducción de la contaminación orgánica y la coagulación y eliminación de los sólidos coloidales (no decantables). Estos procesos se llevan a cabo mediante la intervención de microorganismos (en general de tipo aerobio) que actúan sobre la materia orgánica e inorgánica, suspendida, disuelta y coloidal existente en el agua residual, transformándola por oxidación en CO 2, H 2 O, NH 3 y sólidos sedimentables que pueden separarse fácilmente. El tratamiento secundario consta del tratamiento biológico propiamente dicho y de la decantación secundaria. I.1.2. Características de los lodos de depuradora en función de su origen. a) LODOS PRIMARIOS. Los lodos procedentes de decantación primaria no han sufrido un tratamiento biológico, no se han descompuesto, por lo que son altamente inestables y putrescibles. Al cabo de cierto tiempo producen mal olor. Son generalmente de consistencia limosa y su color es normalmente gris, con altos contenidos de sólidos fecales y otros tipos de desechos. Liberan fácilmente su agua de constitución y se espesan bien. Su contenido en humedad varía entre el 92-96% (Hernández et al., 2004). 6

23 I. Introducción b) LODOS BIOLÓGICOS. Los fangos que proceden del tratamiento secundario, en el caso de fangos activados, se denominan comúnmente fangos en exceso, y son de color marrón, relativamente ligeros, y por estar bien aireados en el caso general, no suelen producir olor con tanta rapidez como los fangos primarios ya que la materia orgánica está parcialmente descompuesta. Tienen un olor a tierra húmeda no desagradable; sin embargo, si por no estar suficientemente aireados se acercan a las condiciones sépticas, su color se oscurece y producen un olor tan fuerte como el fango primario. Su contenido en humedad varía entre el 97,5-98%, son difíciles de concentrar, lo que hace que se generen volúmenes enormes de este residuo(hernández et al., 2004). Pueden espesarse directamente o enviarse a la decantación primaria, donde decantan conjuntamente con los fangos primarios, dando lugar a los fangos mixtos. I.1.2.a. Composición química general. La composición del lodo es heterogénea y varía en función de la composición de las aguas residuales y las condiciones ambientales, así como con la procedencia del lodo. Las características más importantes pueden resumirse en la Tabla I.1. Tabla I. 1. Composición característica de los lodos de depuradora (Hernández & Galán, 2004). Características Lodos Primarios Lodos Secundarios Lodos Mixtos Digeridos SS 1 (g hab -1 d -1 ) Humedad (%) , SSV 2 (% SS) Grasas (% SS) Proteínas (% SS) Carbohidratos (% SS) ph 5,5-6,5 6,5-7,5 6,8-7,6 Fósforo (% SS) 0,5-1,5 1,5-2,5 0,5-1,5 Nitrógeno (% SS) Bacterias patógenas (Nº/100 ml) Organismos parásitos (Nº/100 ml) Metales pesados (Zn, Pb, Cu) (%SS) 0,2-2 0,2-2 0,2-2 1 Sólidos en suspensión 2 Sólidos en suspensión volátiles Los lodos están compuestos fundamentalmente por proteínas y carbohidratos, siendo el contenido en proteínas mayor en lodos secundarios y en los mixtos 7

24 I. Introducción digeridos, por la presencia de microorganismos que se han generado en el tratamiento secundario. La mayor parte del nitrógeno presente en los lodos se encuentra en formas orgánicas, aunque también existe en formas minerales como amonio y nitratos, aunque en menor medida. De la misma manera, la mayor parte del fósforo presente está en formas orgánicas, si bien una pequeña fracción del mismo puede encontrarse como ortofosfato. Los fangos suelen contener pequeñas cantidades de potasio (alrededor de un 1% aunque no se refleja en la Tabla I.1.). Nitrógeno, fósforo y potasio son elementos de los lodos que se pueden aprovechar como nutrientes para las plantas Como puede observarse en la Tabla I.1., los lodos también contienen organismos patógenos y metales pesados, que suponen un problema para su eliminación. Los metales pesados, suelen estar presentes en altas concentraciones cuando el lodo procede de una EDAR en la que se tratan aguas residuales industriales. En estas circunstancias, el lodo es considerado como un residuo tóxico peligroso y ha de ser gestionado por un gestor autorizado. Sin embargo, el lodo procedente únicamente del tratamiento de aguas residuales urbanas no está considerado como residuo tóxico y peligroso. Por otra parte, los lodos contienen una serie de compuestos orgánicos contaminantes que no figuran en la Tabla I.1. A continuación se comentarán los aspectos más destacables y riesgos para el medio ambiente y para la salud de los contaminantes orgánicos ya que serán en los que se centre el desarrollo de este proyecto. I.1.2.b. Compuestos orgánicos contaminantes. Los lodos de depuradora contienen compuestos orgánicos diversos, que pueden presentar un riesgo para el medio ambiente cuando se desea aprovechar los lodos, por ejemplo, para la agricultura. Los compuestos que la UE considera importantes son: hidrocarburos aromáticos policíclicos (PAHs), policlorobifenilos (PCBs), haluros orgánicos (adsorbibles mediante AOX), alquilbenceno sulfonatos lineales (LAS), compuestos nonilfenólicos (NPEs), di(2-etilhexil)ftalato (DEHP) y policlorodibenzo-p-dioxinas/furanos (PCDD/Fs) (UE, 2000). HIDROCARBUROS AROMÁTICOS POLICÍCLICOS (PAHS). Se conocen también como hidrocarburos aromáticos polinucleares, y representan una gran cantidad de compuestos que contienen dos o más anillos de benceno y únicamente están formados por átomos de carbono e hidrógeno. En la Figura I.2. se muestra como ejemplo la estructura de uno de estos compuestos, el benzo(a)pireno (CAS Nº ), formado por 5 anillos de benceno, que es escogido normalmente como sustancia representativa de este grupo de compuestos por organismos internacionales. 8

25 I. Introducción Estos compuestos son formados y liberados al medio ambiente como subproductos de combustión incompleta por fuentes naturales, tales como incendios forestales, o fuentes artificiales, tales como plantas incineradoras y otras industrias, calefacción doméstica o circulación de vehículos. Se depositan en los suelos urbanos y llegan a la estación depuradora de aguas residuales a través del alcantarillado. Figura I. 2. Estructura del benzo(a)pireno. Los PAHs tienen una alta persistencia en el ambiente y baja biodegradabilidad, siendo algunos de ellos altamente tóxicos. Algunas consecuencias debidas a su exposición incluyen efectos dérmicos (irritación, sensibilización), reproductivos y fetales. La Organización Mundial de para la Salud (WHO) estableció en 1998, a partir de experimentos con animales y estudios epidemiológicos, que la mezcla de distintos PAHs puede dar lugar a cáncer de piel y tumores en el tractor respiratorio. La Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos (US EPA) publicó en 1998 una lista con 16 PAHs más comunes, y de estos se seleccionaron los 7 PAHs más tóxicos. En la Tabla I.2 se muestran los compuestos considerados en la lista de 16 PAHs. Los compuestos entre comilla corresponden a los que pertenecen también a la lista de 7 PAHs. Tabla I. 2. Compuestos que pertenecen a la lista de 16 PAHs (US EPA, 1998). Acenafteno Acenaftileno Antraceno Benzo(a)antraceno Benzo(a)pireno Benzo(b)fluoranteno Benzo(ghi)perileno Benzo(k)fluoranteno Criseno Dibenzo(a,h)antraceno Fluoranteno Fluoreno Indeno(1,2,3-cd)pireno Naftaleno Fenantreno Pireno Compuestos cancerígenos más tóxicos 9

26 I. Introducción POLICLOROBIFENILOS (PCBS). Los PCBs (CAS Nº de forma general) tienen la estructura química que se muestra en la Figura I.3., formada por dos anillos bencénicos con átomos de cloro alrededor. En función del número de átomos de cloro y de sus posiciones, se puede dar 209 congéneres. Existe una lista de numeración de los congéneres según su estructura para su identificación (US EPA, 2003). Estos compuestos son introducidos mediante algunos procesos industriales (producción de pintura y barniz, producción de papel, procesado de metales, etc.) como mezclas de congéneres. Aunque su uso en la industria está prohibido hoy en día, todavía pueden encontrarse en el medio ambiente. Figura I. 3. Estructura general de los PCBs. Dada la baja biodegradabilidad que presentan la mayoría de los congéneres y la elevada toxicidad de algunos de ellos, hace que los PCBs sean muy peligrosos para los organismos vivos. En cuanto a la toxicidad, la exposición a PCBs en animales y humanos irrita la piel y los ojos y produce neurotoxicidad, hepatoxicidad así como una elevada presión arterial y efectos reproductivos. La Organización Mundial para la Salud (WHO) considera tóxicos ciertos PCBs, que se han incluido en la Tabla I.3. que recoge los PCDD/Fs por su similitud en algunas propiedades con este tipo de compuestos. POLICLORODIBENZO-p-DIOXINAS (PCDDS) Y POLICLORODIBENZOFURANOS (PCDFS). También se conocen como dioxinas, y tienen una estructura formada por dos anillos bencénicos unidos entre sí mediante átomos de oxígeno, con varios átomos de cloro alrededor de los anillos (ver Figuras I.4 y I.5.). Forman dos grupos de compuestos altamente persistentes en el ambiente, y según la posición de los átomos de cloro que poseen en su estructura se pueden diferenciar una gran cantidad de congéneres: 75 para PCDDs y 134 para PCDFs, entre los cuales 17 son tóxicos. El más tóxico es el 2,3,7,8- tetraclorodibenzo-p-dioxina (2,3,7,8-TCDD, CAS Nº ), siendo considerado por la Agencia Internacional de Investigación sobre el Cáncer (IARC) en 1997 como sustancia carcinógena Clase 1, es decir, un compuesto de toxicidad demostrada para humanos Figura I. 4. Estructura general de los Policlorodibenzodioxinas (PCDDs)

27 I. Introducción Figura I. 5. Estructura general de los Policlorodibenzofuranos (PCDFs). El 2,3,7,8-TCDD es uno de los componentes de los agentes defoliantes utilizados por Estados Unidos durante la guerra de Vietnam con el que se conseguía hacer que los árboles perdieran sus hojas y de esta manera no se pudiese esconder el enemigo. El incremento de cáncer en los veteranos de guerra impulsó el estudio toxicólogo de este compuesto. Desde entonces se han realizado un gran número de estudios sobre los efectos tóxicos en animales y humanos de este compuesto. Los resultados obtenidos en los estudios han demostrado que produce efectos en la salud cuando se encuentra presente en concentraciones muy bajas (de hasta 7 ng kg -1 ) y además que es bioacumulable, por lo que pequeñas dosis en una exposición prolongada pueden tener efectos importantes. Altas dosis producen porfiria, efectos hepatotóxicos, síntomas neurológicos, inmunotoxicidad, diabetes, efectos reproductivos y en el desarrollo del feto. Pese a la alta toxicidad del 2,3,7,8-TCDD, no todos los congéneres de las PCDDs y PCDFs presentan una toxicidad tan elevada. Con objeto de valorar correctamente la toxicidad de las mezclas de estos compuestos, se define el TEF (factor de toxicidad equivalente), de forma que el 2,3,7,8-TCDD (2,3,7,8- tetraclorodibenzo-p-dioxina) tiene el valor de 1 y a los demás PCDDs y PCDFs se les asigna valores relativos a éste. Existen varias listas de TEF aceptadas, entre las que destacan: - I-TEF: Valores internacionales - WHO-TEF: Valores de la Organización Mundial para la Salud En la Tabla I.3. se muestran los I-TEF y WHO-TEF de todos los congéneres de PCDDs y PCDFs (incluye también congéneres de PCBs, para los cuales existe una toxicidad equivalente a la del compuesto 2,3,7,8-TCDD debido a la semejanza de algunas propiedades con las de PCDD/Fs). En el caso de PCBs únicamente existen valores de WHO-TEF, ya que fueron incorporados tras conocer sus efectos. Por lo general, los límites legales en emisión de estos compuestos se presentan en valores TEQ (Cantidad de Toxicidad Equivalente), que se obtiene como resultado del sumatorio de la concentración (o cantidad) de cada una de las especies (C i ) por su respectivo TEF: [I.1.] [I.2.] 11

28 I. Introducción Tabla I. 3. Factores de toxicidad equivalente para los PCBs, PCDDs y PCDFs (NATO/CCMS, 1998; Van der Berg, 2006) COMPUESTO FACTOR DE TOXICIDAD EQUIVALENTE I-TEF 1998 FACTOR DE TOXICIDAD EQUIVALENTE WHO-TEF ,3,7,8-TCDD 1 1 1,2,3,7,8-PeCDD 0,5 1 1,2,3,4,7,8-HxCDD 0,1 0,1 1,2,3,6,7,8-HxCDD 0,1 0,1 1,2,3,7,8,9-HxCDD 0,1 0,1 1,2,3,4,6,7,8-HpCDD 0,01 0,01 OCDD 0,001 0,0003 2,3,7,8-TCDF 0,1 0,1 1,2,3,7,8-PeCDF 0,05 0,03 2,3,4,7,8-PeCDF 0,5 0,3 1,2,3,4,7,8-HxCDF 0,1 0,1 1,2,3,6,7,8-HxCDF 0,1 0,1 1,2,3,7,8,9-HxCDF 0,1 0,1 2,3,4,6,7,8-HxCDF 0,1 0,1 1,2,3,4,6,7,8-HpCDF 0,01 0,01 1,2,3,4,7,8,9-HpCDF 0,01 0,01 OCDF 0,001 0,0003 3,3',4,4'-TeCB (PCB 77) 0,1 3,4,4',5-TeCB (PCB 81) 0,03 3,3',4,4',5-PeCB (PCB 126) 0, ,3',4,4',5'-PeCB (PCB 169) 0, ,3,3',4,4'-PeCB (PCB 105) 0, ,3,4,4',5-PeCB (PCB 114) 0, ,3',4,4',5-PeCB (PCB 118) 0, ',3,4,4',5-PeCB (PCB 123) 0, ,3,3',4,4',5-HxCB (PCB 156) 0, ,3,3',4,4',5'-HxCB (PCB 157) 0, ,3',4,4',5,5'-HxCB (PCB 167) 0, ,3,3',4,4',5,5'-HpCB (PCB 189) 0,00003 Para el resto de PCDDs, PCDFs y PCBs el factor es 0. Procesos naturales, tales como incendios forestales, erupciones volcánicas y reacciones enzimáticas o fotolíticas, generan pequeñas cantidades de estos compuestos, por lo tanto, siempre han estado presentes en la naturaleza, pero a niveles muy bajos. El problema se deriva de que en los últimos años, estos niveles se han incrementado de forma considerable debido, principalmente a la creciente industrialización. No hay conocimiento de ninguna aplicación de dioxinas y furanos, apareciendo éstos siempre como subproductos o impurezas. La actividad humana ha contribuido al aumento de estos niveles con procesos de combustión y otros procesos químicos e industriales. 12

29 I. Introducción La presencia de PCDD/Fs en lodos de depuradora proviene de diversas fuentes, dependiendo de la zona donde esté situada la estación depuradora, pudiendo ser (Rappe et al. (1989)): - Deposición atmosférica - Reacción de sus precursores orgánicos clorados tales como clorofenoles y clorobencenos durante el tratamiento del agua residual - Descarga de industrias de procesado de metal, textiles y papeleras (en el proceso de blanqueo de la pasta de papel con cloro libre) - Aguas residuales dométicas, etc. Existen algunos estudios que hacen referencia a la formación enzimática de PCDD/Fs en los procesos de compostaje. I.1.2.c. Organismos patógenos. La existencia de organismos patógenos en lodos supone un problema importante, ya que tienen una gran capacidad de transmisión y pueden producir enfermedades en el hombre o en animales como consecuencia de la aplicación de lodos en suelos. En la Tabla I.4 se presentan los organismos patógenos más comunes, así como las enfermedades que provocan. A la existencia de estos organismos y sus efectos, debe unirse el problema que plantean por su supervivencia en las aguas, vegetales y suelo, que en ocasiones puede llegar a superar los 3 meses. Tabla I. 4. Organismos patógenos en lodos y posibles enfermedades (Hernández et al. (2004)) GRUPO GÉNERO ENFERMEDAD Salmonella Tifus-Enteritis Shigella Dsenteria Escherichia Enteritis Bacterias Vibrio Cólera-Enteritis Clostridium Tétanos-Botulismo Leptospira Leptospirosis Mycabacterium Tuberculosis Poliovirus Poliomelitis Coxackievirus A Dolores musculares y de cabeza Coxackievirus B Náuseas-Meningitis Virus Echovirus Diarrea-Hepatitis Adenovirus Infecciones respiratorias- Afecciones nerviosas Rotavirus Gastroenteritis infantil Reovirus Gripe-Diarrea Hepatitis Virus A Hepatitis aguas o crónicas. Protozoos Entamoeba Dsentería amebiana Girada Amebiasis o Disentería amabiana Tremátodos Schistosona Equistosomiasis Céstodes Tenia-isticercosis Neumatodos Ascaris Ascarias Ancylostoma Anquilostomiasis 13

30 I. Introducción I.1.3. Tratamiento de los lodos de depuradora. Los fangos producidos en el tratamiento de las aguas residuales deben de ser tratados para su posterior aprovechamiento o eliminación. Con este proceso de persigue reducir la materia, el volumen de los lodos y los organismos patógenos presentes en él. Los tratamientos que se pueden aplicar son: Espesamiento Con este tratamiento se pretende homogeneizar la mezcla de lodos procedentes tanto del decantador primario como del decantador secundario de una EDAR, y además, se consigue una reducción del volumen de los mismos. Esto permite que sea más sencillo manejarlos en los procesos posteriores, que normalmente es una digestión anaerobia; y mejorar los rendimientos de dichos procesos. Estabilización La estabilización del fango se lleva a cabo para: - Reducir la presencia de patógenos. - Eliminar olores desagradables. - Inhibir, reducir o eliminar, su potencial de putrefacción. La supervivencia de organismos patógenos, la proliferación de olores y la putrefacción, se producen cuando se permite que los microorganismos se desarrollen sobre la fracción orgánica del fango. Los medios de estabilización disponibles para eliminar el desarrollo de estas condiciones desagradables son: - Reducción biológica de la materia volátil. - Oxidación química de la materia volátil. - Aplicación de calor con el objeto de desinfectar o esterilizar el fango. A la hora de seleccionar un proceso de estabilización de fangos, es importante considerar la cantidad de fango a tratar, la integración del proceso de estabilización con las restantes unidades de tratamiento, y los objetivos del proceso de estabilización. Estos objetivos suelen verse afectados por las normas existentes o de futura implantación. Las tecnologías disponibles para la estabilización del fango son 3: 1. Digestión: Consiste en la descomposición de la materia orgánica por medio de microorganismos, y puede ser de dos tipos: aerobia o anaerobia. a. Digestión aerobia: Eliminación, en presencia de aire, de la parte fermentable de los lodos, en la cual los microorganismos, al realizar la respiración endógena, oxidan la materia orgánica, disminuyendo a la vez la cantidad de fango. La digestión aerobia es semejante al proceso de fangos activos, solo que en este caso no existe un aporte externo de sustrato 14

31 I. Introducción (alimento), y por lo tanto, los microorganimos comienzan a consumir su propio protoplasma con el fin de obtener energía para las reacciones de mantenimiento celular. Cuando esto ocurre se dice que los microorganismos se encuentran en su fase endógena. Como se muestra en la ecuación I.3., el tejido celular, representado por la fórmula C 5 H 7 NO 2, es aerobiamiente oxidado a dióxido de carbono, agua y amoniaco. Por lo tanto, como productos finales de este proceso se obtienen dióxido de carbono, agua y un lodo estabilizado que contiene compuestos inorgánicos y orgánicos no biodegradables. [I.3.] b. Digestión anaerobia: Se considera el método más adecuado para obtener un producto final aséptico ya que la reducción de volátiles que ese obtiene es mayor de la conseguida por la vía aerobia. En él la descomposición de la materia orgánica se realiza en ausencia de aire en un ambiente reductor, obteniendo como productos metano, dióxido de carbono y un lodo estabilizado. 2. Estabilización básica: Consiste en la adicción de compuestos muy básicos, principalmente lechada de cal, hasta conseguir que el lodo tenga un ph cercano a 12. En estas condiciones de ph la mayoría de los microorganismos no logran sobrevivir, evitando así la putrefacción de los lodos y los respectivos malos olores. 3. Tratamiento térmico: Es un proceso continuo en le que el fango se calienta hasta temperaturas cercanas a los 260ºC en un depósito que mantiene una presión de 25 atm. Mediante este tratamiento, mueren la mayor parte de los microorganismos y se consigue la desodorización de los lodos. Por otro lado, se produce la liberación del agua ligada a los sólidos, provocando la coagulación de los mismos, lo que facilita la posterior deshidratación. Espesado, deshidratación y secado. El contenido en agua de los lodos incrementa el volumen de estos, aumentando el coste de transporte y disposición en vertederos. Al mismo tiempo que favorece la actividad biológica y la lixiviación en vertederos. La eliminación del agua de los lodos se puede llevar a cabo de formas: natural o artificial; y se realiza en tres etapas: 1. Espesado: Con el que se consigue eliminar el agua libre e intersticial entre lo flóculos o agregados. 2. Deshidratación: Eliminación de parte del agua contenida en los flóculos. 3. Secado: Eliminación del agua de adsorción e interparticular. 15

32 I. Introducción En la mayoría de las ocasiones, únicamente se realizan las etapas de espesado y deshidratación, de forma artificial. En la tabla I.5. se presentan los métodos empleados para la eliminación del agua, tanto de forma natural como artificial, y el contenido final de agua que cada uno de ellos puede lograr en el fango. Tabla I. 5. Procedimientos para la eliminación de agua en lodos (Hernándes et al. (2004)) ELIMINACIÓN NATURAL ELIMINACIÓN ARTIFICIAL PROCEDIMIENTO Método Contenido final de agua (%) Método Contenido final de agua (%) Espesado Deshidratación Secado Balsas, espesadores Eras de secado Lagunas de fangos Secadores al aire Decantadores, espesadores Filtros banda <50 Filtros de vacío Filtros prensa Centrífugas Secadores industriales La elección del sistema de eliminación de agua más adecuado dependerá del contenido final de agua que se persiga y de las características del lodo. I.2. FORMAS DE APROVECHAMIENTO Y ELIMINACIÓN DE LODOS Los distintos destinos de los lodos de depuradora son: - Deposición en vertederos. - Incineración o valorización energética en todas sus variantes. - Producción de compost para aplicar a los suelos. - Aplicación directa del lodo estabilizado en suelos. Las dos últimas aplicaciones tienen fines de fertilización y reciclaje de nutrientes y de la materia orgánica contenida en el fango. Los lodos de depuradora son un residuo proveniente del tratamiento de las aguas residuales que tienen la peculiaridad respecto a otros tipos de residuos, de que su uso en el suelo está regulado por la Directiva 86/278/CEE relativa a la protección del medio ambiente y en particular de los suelos en la utilización de los lodos con fines agrícolas. Esta Directiva regula las condiciones de aplicación de los lodos de depuradora a los suelos agrícolas, condiciones orientadas a evitar el posible efecto nocivo sobre las aguas, el suelo, la vegetación, los animales y la salud humana. 16

33 I. Introducción La citada Directiva se incorporó a la legislación española mediante el Real Decreto 1310/1990. Así mismo, como residuos están sometidos a la Ley 22/2011, de 28 de julio, de residuos y suelos contaminados. En junio de 2001 se aprobó el I Plan Nacional de Lodos de Depuradora (I PNLD). El PNLD ( ) tenía por objeto mejorar la gestión de los lodos, y en particular optimizar la aplicación agrícola, protegiendo el medio ambiente y especialmente la calidad del suelo. El I PNLD ( ) priorizaba el reciclado de los nutrientes de los lodos de depuradora sobre otras posibles opciones respetando el principio de jerarquía establecido en la normativa de residuos: 1. Aplicación agrícola. 2. Valorización energética. 3. Deposición en vertedero. En el año 2005 el 65% de los lodos de depuradora generados en España se destinaron a uso agrícola, una parte de ellos compostados (25%), y del resto el 20% se destinó a la incineración con recuperación de energía y el 15% restante se depositó en vertederos. Con esto se dio cumplimiento a los objetivos de valorización agrícola que figuraban en el I PNLD. Aun así, se hace necesario mejorar el control de estas aplicaciones agrícolas. A este respecto una figura que parece muy prometedora es la de los planes integrales de fertilización, cuya elaboración es una de las medidas novedosas del II Plan Nacional de Lodos de Depuradoras de Aguas Residuales (II PNLD) que dio continuidad a las medidas emprendidas en el anterior al finalizarse. En este II PNLD se propusieron los objetivos cualitativos de obligado cumplimiento de asegurar la correcta gestión ambiental de los lodos de depuradora y promover la valorización agrícola de los lodos de depuradora cuando se den ciertas condiciones ecológicas y tecnológicas. Así mismo se propuso unos objetivos cuantitativos de porcentajes a alcanzar en el año 2010 de valorización en usos agrícolas (70%), valorización energética (15%), depósito en vertedero (15%) y la correcta gestión ambiental de las cenizas de incineración. En cuanto a la Comunidad Valenciana, el II Plan Director de Saneamiento, aprobado mediante el Decreto 197/2003, de 3 de octubre, establece el marco de intervención de la Generalitat Valenciana en relación con el tratamiento de fangos de depuración. Entre sus directrices se encuentran: 1) Siempre que la composición de los lodos lo permita, se favorecerá su reciclaje a la agricultura o a cualquier otra actividad en la que puedan aplicarse. La valorización energética será el destino habitual cuando no sea posible el reciclaje, recurriendo al depósito en vertedero en los casos en que no sea posible su valorización. En ningún caso se verterán al mar o al Dominio Público Hidráulico los fangos procedentes de las instalaciones de depuración. 2) Para el año 2010 todas las EDAR con más de 2000 habitantes equivalentes deberán disponer de sistemas de estabilización de lodos. Se exceptúan 17

34 I. Introducción aquellos lodos cuyo destino final no sea la aplicación directa en la agricultura y los destinados a postratamiento mediante compostaje. 3) El tratamiento por compostaje se empleará para la estabilización de los lodos de las plantas depuradoras situadas en zonas agrícolas con demanda de materia orgánica. 4) En relación con la valorización agrícola controlada (aplicación en suelos), los lodos sometidos a postratamiento de compostaje o secado térmico podrán ser aplicados en cualquier uso como enmienda orgánica, tanto en secano como en regadío. La valorización agrícola sin postratamiento se aplicará directamente sólo en usos agrícolas en secano, en usos forestales, en restauración de relieves deteriorados y en regeneración de zonas verdes en obra pública, empleándose como enmienda orgánica sujeta a un programa de gestión. Cabe destacar que el 94% de los lodos producidos en la Comunidad Valenciana en 2011 se destinó a la agricultura, mientras que únicamente el 0,4% se destinó a vertederos (EPSAR, 2011). A continuación se comentan las características de cada una de las vías de eliminación y aprovechamiento de lodos. Debido a que la gestión de este residuo debe realizarse respetando el medio ambiente, también se comentan los aspectos medioambientales más importantes de cada una de las alternativas, así como la legislación aplicable. I.2.1. Deposición en vertederos. Los residuos biodegradables se descomponen en los vertederos siguiendo un ciclo ecológico, y la descomposición produce gas de vertedero y un lixiviado contaminante. En este proceso la mayor parte del residuo permanece en el vertedero y los nutrientes que contiene el lodo no son aprovechados para el crecimiento de plantas. Estas motivaciones, entre otras, condujeron a la adopción de la Directiva 1999/31/CE acerca de vertederos. La Directiva introduce objetivos para la reducción del vertido de residuos municipales biodegradables, tales como una reducción del 50% del vertido producido en 2006 para el año 2009 y una reducción del 35% entre 2009 y I.2.2. Valorización energética La valorización energética de los residuos consiste en la obtención de energía a partir de su tratamiento térmico, normalmente una combustión. Las ventajas que presenta son: - Reducción del volumen de los residuos - Recuperación de energía - Obtención de un residuo más estable que el de partida, ya que se destruyen todo tipo de microorganismos y compuestos orgánicos tóxicos. 18

35 I. Introducción Sin embargo existe una desventaja importante: - Las posibles emisiones a la atmósfera que obligan a las plantas a instalar costosos sistemas de limpieza de gases de emisión. Fundamentalmente, son tres las formas de valorización: Incineración/combustión. Es la forma de valorización energética más común. Consiste en la oxidación total o combustión de los residuos en exceso de aire y a temperaturas iguales o superiores a 850 ºC. Se realiza en hornos apropiados con aprovechamiento o no de la energía producida, procesos que se denominan combustión e incineración, respectivamente, siendo el primer caso cuando se habla realmente de valorización energética, y el segundo se emplea cuando lo importante es la destrucción del residuo. La incineración/combustión de residuos está regulada por la Directiva 2000/76/CE, la cual establece ciertos valores límite para la emisión de una selección de metales pesados y compuestos químicos (tales como NO x, SO x, HCl, partículas y dioxinas), que normalmente están presentes en los procesos de combustión. Estos valores límite son establecidos con el fin de prevenir y limitar al máximo los efectos negativos para el medio ambiente y los riesgos resultantes para la salud humana. Pirólisis. Consiste en la degradación térmica de un material carbonoso que conduce normalmente a la producción de un residuo sólido que presenta elementos inertes, líquidos condensables y gases. El proceso de pirólisis debe realizarse en ausencia de oxígeno y a una temperatura relativamente baja, entre 500 y 800 ºC. Con este proceso se busca la reutilización de los productos obtenidos: - Los gases con fines de producción de energía o de síntesis de compuestos químicos - Los líquidos también como combustibles para producir energía - El sólido carbonoso en el área metalúrgica, química y doméstica (carbón vegetal). Gasificación. Se trata de un proceso que engloba la descomposición térmica del residuo y la acción de un gas que reacciona principalmente con el residuo carbonoso procedente de esa descomposición térmica, con el fin de obtener un gas combustible. El proceso se lleva a cabo en una atmósfera empobrecida (con déficit de oxígeno en relación al estequiométrico). El gas utilizado en el proceso puede ser aire, oxígeno, vapor de agua con o sin oxígeno, y en ciertos procesos hidrógeno. Dependiendo del gas que se utilice y de otros factores se obtiene un producto gaseoso con distinto poder calorífico y aplicaciones. 19

36 I. Introducción El producto gaseoso suele contener CO, H 2, CH 4, H 2 O y N 2 en distintas proporciones dependiendo del agente gasificante utilizado, y además deja un residuo inerte. Normalmente se lleva a cabo a ºC. El elevado poder calorífico del gas obtenido permite su uso como una fuente de energía para el secado parcial del lodo inicial, necesario para la aplicación óptima del proceso de gasificación. El problema más importante encontrado concierne a la formación de alquitranes durante el proceso. I.2.3. Producción de compost El compostaje es un proceso biológico en el que las fracciones orgánicas fermentables contenidas en los residuos sólidos se transforman por medio de la acción de microorganismos, bacterias y hongos, y bajo unas condiciones controladas dando lugar al producto final compost. Se habla de condiciones controladas, sobre todo de temperatura, humedad y contenido de oxígeno, para diferenciar esta descomposición de la putrefacción incontrolada que tiene lugar en los vertederos. La conversión en compost de los residuos orgánicos de origen vegetal (restos de poda), animal (residuos de matadero) o industrial (lodos de depuradora) constituidos por materia orgánica biodegradable, es una técnica conocida y de fácil aplicación, que permite tratar de manera racional, económica y segura, diferentes residuos orgánicos y conservar los nutrientes presentes en estos residuos, para su aprovechamiento en la agricultura. El producto final, el compost, es de color marrón oscuro, inodoro o con olor al humus natural (materia orgánica del suelo en forma estable y que las plantas utilizan como alimento), siendo estable cuando el proceso está esencialmente finalizado. Las ventajas de este tratamiento de los fangos de depuradora son: - Minimiza los malos olores de los fangos y lodos. - Permite la obtención un compost sin elementos patógenos y semillas de malas hierbas. - Se obtiene enmienda para suelos, utilizable tanto para en agricultura como en jardinería y reforestación, a partir de los residuos. - Minimiza el riesgo de contaminación de acuíferos por nitratos de origen agrario, ya que en el compost resultante la fracción nitrogenada es mayoritariamente orgánica. - Mejora la gestión final del producto resultante ya que facilita su almacenamiento, dosificación y distribución, al reducirse el volumen y la masa de los residuos. 20

37 I. Introducción I.2.4. Aplicación en suelos La posibilidad de reutilizar materiales orgánicos ricos en nutrientes hace de la aplicación de lodos residuales y compost en suelos agrícolas y forestales una alternativa importante. La materia orgánica de un suelo es el componente que más contribuye a mantener su capacidad productiva; influye en características físicas tales como porosidad, estado de agregación de las partículas, densidad aparente, y proporciona una reserva estable de nutrientes para las plantas y organismos. Los suelos agrícolas y forestales sufren un desequilibrio en el mantenimiento de niveles estables de materia orgánica debido a diversas razones (excesivo laboreo, producción intensiva, uso de fitosanitarios, deforestaciones irracionales, incendios forestales, pastoreo inadecuado, etc.), ocasionando una disminución de la fertilidad natural. El lodo de depuradora es principalmente suministrador de nutrientes (nitrógeno, fósforo y, en menor medida, potasio y azufre) que contribuyen a disminuir el consumo de fertilizantes químicos. Mientras que el compost, además de aportar materia orgánica bien estabilizada, mejora las propiedades físicas del suelo agrícola o forestal al disminuir la densidad aparente, aumentar formación y estabilidad de agregados, mejorar retención de humedad, incrementar en el tamaño de poros, etc. Sin embargo, la aplicación de lodos de depuradora o compost en suelos puede llevar asociados ciertos problemas medioambientales, como son: - Exceso de lodo o compost aplicado, o mezcla deficiente con el suelo que puede dar lugar al deterioro de las propiedades físicas del suelo. - Aporte de nutrientes excesivo o desequilibrado lo que lleva a que éstos no sean absorbidos completamente por las plantas y con el tiempo lleguen a las aguas superficiales o se filtren a las aguas subterráneas. - Presencia de metales pesados. Se trata de elementos tan diversos como cobre, plomo, cadmio, arsénico, níquel o zinc, algunos de los cuales son imprescindibles para el crecimiento de los vegetales, pero que en concentraciones demasiado elevadas resultan tóxicos para las plantas. - Exceso de otras sales minerales. El exceso de algunas sales minerales puede tener efectos tóxicos sobre las plantas o provocar la desecación de las mismas. - Presencia de compuestos orgánicos. Existen miles de compuestos químicos sintéticos que se emplean en productos y materiales de la vida cotidiana que están presentes en los lodos pero que por su facilidad para ser descompuestos por microorganismos no suponen una amenaza para el medio ambiente. Sin embargo, existen algunos compuestos orgánicos que no son fácilmente descompuestos durante el tratamiento del lodo y tienden a acumularse, siendo fuente de preocupación debido a su toxicidad, a la toxicidad de los productos resultantes de su degradación o a su 21

38 I. Introducción potencial de bioacumulación en animales (por lo que existe un riesgo para el hombre). - Presencia de organismos patógenos. Con los procesos de tratamiento de lodos se logra minimizar el potencial de transmisión de los patógenos presentes, aunque existe una pequeña evidencia de enfermedades en el hombre o en animales procedentes de la aplicación de lodos en suelo. Los pocos casos documentados han ocurrido en lugares donde no existe una regulación local. El empleo de lodos de depuradora en la agricultura está regulado en la Unión Europea mediante la Directiva 86/278/CEE, relativa a la protección del medio ambiente y, en particular, de los suelos. La Directiva establece ciertas condiciones sobre la calidad del lodo, el suelo donde éste va a ser utilizado, la tasa de aplicación y los cultivos que deben ser plantados en el suelo tratado. Sin embargo, no establece valores límite para compuestos orgánicos contaminantes, aunque la Comisión Europea aspira a controlarlos debido al conocimiento de su toxicidad. Para ello la UE redactó un borrador de un documento denominado Working document on Sludge (UE, 2000), en el que se proponen diferentes valores límite para metales pesados y compuestos orgánicos en lodos para su aplicación en suelos, cuyos valores se pueden observar en las Tablas I.6 (donde se realiza una comparación con los valores de la Directiva 86/278/CEE) y I.7, respectivamente. Llama la atención que no haya salido el documento definitivo. Tabla I. 6. Valores límite para las concentraciones de metales pesados en lodos para uso agrícola (UE, 2000). VALOR LÍMITE VALOR LÍMITE ELEMENTO DIRECTIVA 86/278/CEE PROPUESTO EN BORRADOR (mg kg -1 materia seca) (mg kg -1 materia seca) Cd 20-40* 10 Cr Cu Hg Ni Pb Zn * Valor inferior aplicable en suelos con ph<7 y valor superior para ph>7 Tabla I. 7. Valores límite para las concentraciones de compuestos orgánicos en lodos para uso agrícola (UE, 2000). COMPUESTO VALOR LÍMITE PROPUESTO EN BORRADOR (mg kg -1 materia seca) AOX 500 LAS 2600 DEHP 100 NPE 50 PAH 6 PCB 0,8 PCDD/F 100 (ng kg -1 TEQ materia seca) 22

39 I. Introducción En España no hay una regulación formal en cuanto a contaminantes orgánicos en lodos para uso en suelos, sino que únicamente existe el RD 1310/1990 de 29 de octubre de 1990 basado en la Directiva 86/278/CEE que no los contempla, por lo que se recurre a los valores límite de compuestos orgánicos propuestos por la Unión Europea en el segundo borrador. En cuanto a la utilización de compost en la agricultura, está regulada por el Real Decreto 825/2005 de 8 de julio, sobre productos fertilizantes; donde se establecen contenidos máximos en metales pesados y patógenos, al igual que se definen los criterios de corrosividad e irritabilidad. I.3. COMPOSTAJE DE LODOS: TECNOLOGÍA Y CONTAMINACIÓN I.3.1. Compostaje Las cada vez más restrictivas normativas de contaminación atmosférica y evacuación de fangos, junto con la previsible escasez de vertederos disponibles han acelerado el desarrollo del compostaje como una opción viable de gestión de fangos. El compostaje es un proceso controlado de transformación biológica aerobia y termófila de materiales orgánicos biodegradables (lodos de depuradora para el caso que nos ocupa) hasta un producto final estabilizado e higienizado y con un valor agronómico apreciable (enmienda orgánica (RD 824/2005)). Este producto final es parecido a las sustancias húmicas del suelo, está libre de patógenos y de semillas de malas hierbas, no atrae a insectos o vectores, se puede manejar y almacenar sin causar molestias y es beneficioso para el suelo y el crecimiento de las plantas (Haug. 1993) El proceso de compostaje se puede resumir en la siguiente ecuación: El compostaje se traduce en: - Una oxidación de la fracción volátil del producto, lo cual produce a su vez una estabilización de la materia orgánica y eliminación de olores. - Una pérdida de agua resultante de las elevadas temperaturas alcanzadas y de la circulación del aire a través del compost. - Una eliminación de patógenos. Para acelerar el proceso de compostaje, la materia orgánica a transformar (en este caso el lodo deshidratado) se mezcla con un agente espesante como serrín, hojas, mazorcas de maíz, corteza de árbol o cascara de cacahuetes y arroz; siendo el serrín el agente espesante más utilizado en compostaje. Estos materiales espesantes ofrecen un soporte estructural, favorecen la aireación durante el compostaje y ayudan a ajustar la relación C/N al valor óptimo para el compostaje; esto se traduce en una disminución del tiempo de compostaje. 23

40 I. Introducción I.3.2. Métodos de compostaje La elección del método de compostaje depende de factores como la calidad que se desea, la inversión de capital, y las disponibilidades de terreno y material para compostar. Los 5 métodos más ampliamente usados son las pilas pasivas, las pilas de volteo, las pilas estáticas con aireación pasiva, las pilas estáticas con aireación forzada, y los sistemas cerrados (biodigestores). I.3.2.a. Pilas de compostaje pasivas El método de las pilas de compostaje pasivas implica la formación de una pila con el material inicial (Figura I.6.). La aireación se consigue mediante la circulación del aire a través de la pila por movimientos convectivos naturales. Esto implica que la pila sea pequeña para permitir un paso del aire a través de toda la pila. Si la pila es muy grande, se pueden formar zonas anaerobias. No hay un control de las condiciones en las que se da el compostaje por lo que no se obtiene un producto de alta calidad. I.3.2.b. Figura I. 6. Compostaje en pilas estáticas. Pilas de volteo Este método consiste en disponer el material en pilas alargadas (o camellones) ya sea al aire libre o en almacenes. El tamaño de las pilas suele ser de 2 a 5 metros de ancho, por 1 o 3 metros de alto y largo variable (Figura I.7.) Figura I. 7.Pila de compostaje con volteo. 24

41 I. Introducción Los camellones son aireados por convección natural como las pilas. Es pues necesario mantener la porosidad adecuada durante el proceso de compostaje mediante el volteo regular. Los volteos también sirven para mezclar el material, enfriar y rebajar la humedad. Los volteos deben ser más frecuentes durante las etapas iniciales de compostaje cuando la actividad microbiana es más elevada para impedir que se alcancen temperaturas muy elevadas, por ejemplo: - Primer mes, voltear dos veces a la semana - Segundo mes, voltear 1 vez a la semana - Tercer mes, cada 15 días - Posteriormente, 1 vez al mes I.3.2.c. Pilas estáticas con aireación pasiva En este sistema las pilas no son volteadas. La aireación se consigue por el paso del aire a través de la pila mediante tubos perforados situados en la base del camellón. Otra característica que la diferencia es la utilización de una base y un cubrimiento para el camellón. La base esta compuesta generalmente por turba, paja o compost maduro que le confiere una porosidad elevada de tal manera que permite que el aire que entre a través de los tubos perforados y se distribuya uniformemente por el camellón. También ayuda a aislar térmicamente el camellón y a absorber humedad. En la Figura I.8. se muestra una representación esquemática de un camellón y una imagen real. Figura I. 8. Pilas estáticas con aireación pasiva. I.3.2.d. Pilas estáticas con aireación forzada Es una variación del método anterior. La principal diferencia es que este método usa soplantes para succionar el aire a través de la pila o para impulsarlo a través de ella. En la Figura I.9. se muestra una representación esquemática de una pila aireada estática. 25

42 I. Introducción Figura I. 9. Pilas estáticas con aireación forzada. I.3.2.e. Compostaje en biodigestores En este método, el proceso de compostaje se lleva a cabo en un contenedor cerrado en el cual se desarrolla un proceso aeróbico acelerado para generar compost. El contenedor posee inyectores de aire y agua, que mantienen las condiciones ideales en la mezcla, lo que facilita el trabajo de los microorganismos. La volteadora se soporta sobre carriles situados en las paredes del túnel y lo recorren periódicamente a todo lo largo. Con cada movimiento del lecho, la masa de compost avanza una cierta distancia hacia la salida del túnel. La duración del ciclo de compostaje esta regida por la longitud del túnel y la frecuencia de los volteos. En la Figura I.10. se muestra una representación esquemática del funcionamiento de este tipo de sistema Figura I. 10. Biodigestor. I.3.3. Fases del compostaje y variables que influyen. Las pilas de compost atraviesan un amplio rango de temperaturas durante el proceso de compostaje lo que hace variar a las condiciones ambientales. Esto implica que las poblaciones de microorganismos varían con el tiempo, al volverse el medio no adecuado para algunas poblaciones al tiempo que se alcanzan condiciones ambientales óptimas para otras poblaciones (Beffa et al. (1996)) 26

43 I. Introducción Desde el punto de vista microbiológico el compostaje está constituido por las siguientes fases (ver FiguraI.11.): Fase latente, para la aclimatación de las poblaciones microbianas al ambiente de compost. Su duración puede ser de unas horas. Fase mesofílica, cuando las poblaciones bacterianas ya se han aclimatado comienzan a reproducirse y a consumir la materia orgánica fácilmente biodegradable como azúcares, almidón y proteínas. El calor generado por esta actividad microbiana es atrapado por el propio material y la temperatura comienza a subir en el seno de la mezcla. Suele durar de 1 a 7 días, con una temperatura de ºC. Fase termofílica, caracterizada por el crecimiento de bacterias y hongos termófilos, cuya supervivencia está favorecida por temperaturas altas, que estarán en un rango de ºC. La materia orgánica se degrada a grandes velocidades durante esta fase. Durante varios días se mantiene la temperatura alta y disminuye la actividad biológica, se produce la pasteurización del medio, es decir, se destruyen las bacterias patógenas, parásitos presentes en los residuos y la inhibición de la germinación de semillas de malezas. En esta etapa se deben realizar frecuentes volteos con el objeto de aportar oxígeno, que es rápidamente consumido por los microorganismos. Fase de enfriamiento (o mesofílica), durante la cual la temperatura vuelve a disminuir hacia el rango mesofílico y la tasa de descomposición también decrece. Los microorganismos termófilos son remplazados por mesófilos. Acaba cuando la temperatura baja hasta unos 25 ºC y se mantiene sin subir al menos una semana. Fase de maduración, en la cual la temperatura ha caído valores ambientales, permitiendo el establecimiento de organismos de otros niveles tróficos (protozoos, roedores, escarabajos, ácaros, nematodos), así como de otros procesos importantes como nitrificación, que es sensible a las altas temperaturas. En esta fase, suele dejarse reposar el material entre 15 y 45 días cumpliendo así con lo establecido en le segundo borrador de tratamiento biológico de bio-residuos (UE 2001). Figura I. 11. Temperatura alcanzada en cada fase del compostaje. 27

44 I. Introducción Existen diversos parámetros físicos y químicos que controlan la actividad de los microorganismos durante el compostaje: temperatura, aireación, humedad, ph y la relación C/N. Temperatura Es sin lugar a dudas el factor más importante que afecta a la actividad microbiana en el proceso de compostaje y puede ser controlada ajustando los niveles de aireación y humedad. La temperatura óptima para el compostaje de lodo de depuradora, medida por la actividad microbiana, es ºC y no debería exceder los 70 ºC. Si el proceso no logra subir su temperatura sobre los 48 ºC pasados unos días, esto puede ser debido a distintos factores como la ausencia de aireación, inadecuadas fuentes de carbono o nitrógeno (materiales resistentes a la biodegradación), poca humedad o bajo ph. Las altas temperaturas alcanzadas durante el compostaje inhiben la actividad microbiana jugando un papel decisivo para la inactivación de patógenos presentes en el lodo. En el proceso debería mantenerse una temperatura de 55 ºC o más durante al menos 3 días para asegurar una desactivación efectiva de patógenos. Aireación Suministra oxígeno para poder llevar a cabo el compostaje aerobio por los microorganismos, ayuda a controlar la temperatura y elimina el exceso de humedad así como gases. Si el sistema no está aireado, se generan grandes problemas de olores debido a las condiciones anaerobias. Humedad Su control es también un factor importante durante el compostaje. El contenido óptimo de humedad debería ser de 50-60% y no debería exceder el 65% en sistemas de compostaje cerrados. La mezcla inicial de los componentes es importante para aumentar o disminuir el contenido de humedad inicial del lodo hasta el nivel óptimo, así como para obtener una distribución más uniforme de nutrientes y microorganismos. Una humedad inapropiada puede provocar la pérdida de las condiciones aerobias, generar malos olores y provocar el enlentecimiento del proceso. ph Es un parámetro importante para evaluar el ambiente microbiano y la estabilización de los residuos. El valor de ph, al igual que la temperatura, varía con el tiempo y el proceso de compostaje. En los primeros días cae hasta 5 o un valor menor debido a la presencia de ácidos orgánicos simples. Después de aproximadamente 3 días, la temperatura llega a la etapa termófila y el ph comienza a subir hasta para el resto del proceso aerobio. En el compost maduro tendrá un valor de

45 I. Introducción Relación C/N La fuente de energía para bacterias y hongos es el carbono presente en los carbohidratos provenientes de madera, material celulósico y hojas. El nitrógeno, un componente de las proteínas, es necesario para soportar el desarrollo de los microorganismos beneficiosos. La relación óptima C/N debería ser 25:1 para una actividad microbiana adecuada. Si la relación C/N es baja implica que el material inicial es rico en nitrógeno con lo cual el reactivo limitante es el carbono. Si no existe suficiente carbono para ser combinado con el nitrógeno en la formación de nuevas células se forman compuestos nitrogenados inestables como el NH 3 o el NH 4 +. Este exceso puede ser lanzado a la atmósfera en forma de emisiones amoniacales, acumularse en la pila hasta alcanzar valores tóxicos o lixiviar hacia acuíferos o aguas superficiales. Por ello se mezcla el lodo con material lignocelulósico para ajustar la relación C/N. El compostaje en condiciones aerobias garantizará, para su valorización agrícola controlada, los siguientes criterios de calidad: - Sequedad mínima del 50% - Práctica ausencia de patógenos. - Garantías de fermentación aerobia completa. - Características físicas uniformes y regulares. - Relación C/N acorde con el medio receptor. - Contenido en metales limitado a los valores fijados en R.D. 1310/1990 sobre reutilización de fangos en agricultura. I.3.4. Contaminación generada durante el proceso de compostaje. El compostaje de lodos para su aplicación en suelos es uno de los tratamientos mejor aceptados para este residuo, ya que se mejoran sus propiedades físicas y se garantiza la ausencia de patógenos, como se ha comentado. Otra de las ventajas del compostaje es la degradación de algunos de los compuestos orgánicos contaminantes que contiene el fango, como LAS, NPEs, DEHP o PAHs. Sin embargo, existen indicios de que también se forman otros compuestos orgánicos contaminantes durante el compostaje del lodo, principalmente PCDD/Fs. En un estudio de laboratorio acerca de la influencia de los diferentes tratamientos del lodo en los niveles de dioxinas observó que al someter a la muestra un proceso de compostaje se incrementaban los valores de I-TEQ, debidos principalmente al aumento de 1,2,3,4,6,7,8-HpCDD y OCDD (Webber et al., 1997). Las altas temperaturas alcanzadas durante la fase termófila del tratamiento del lodo (60-75 ºC) parecen favorecer fuertemente la formación de PCDD/Fs. No se han localizado más trabajos similares a este. 29

46 I. Introducción Podría pensarse que el aumento del contenido en dioxinas tras el compostaje de lodos que indica la bibliografía es en realidad resultado de una concentración del lodo, ya que durante el compostaje se produce una descomposición de materia orgánica, dando lugar a una disminución de la masa y del volumen inicial. Esto hace que los contaminantes no degradados se encuentren más concentrados que en el lodo inicial. Sin embargo, el hecho de que los perfiles de congéneres de PCDD/Fs cambien durante el compostaje y que algunos de ellos tengan mayor contribución que tenían antes de la transformación al total de I-TEQ, también indica que puede existir una formación de ciertos congéneres mediante catálisis enzimática a partir de precursores de PCDD/Fs presentes en los materiales de partida, como clorofenoles (CPs). Algunos autores asocian el aumento de dioxinas en el compostaje a una transferencia de dichos compuestos desde el serrín utilizado en el proceso al lodo. El serrín procede de la madera, a la cual suele realizarse un tratamiento con ciertos compuestos de acción fungicida para evitar la carcoma. Entre esos compuestos, el pentaclorofenol (incluido en el grupo de los pesticidas) ha sido utilizado durante muchos años, pero actualmente su uso está restringido. Por tanto, los PCDD/Fs aparecidos en el lodo compostado pueden proceder del serrín, a causa del pentaclorofenol añadido. Como ejemplo de esta transferencia, Rullan et al. (2003) midieron los niveles de dioxinas en el serrín y el lodo de partida, y posteriormente en el compost y el serrín separado después del proceso, observando un aumento en la concentración de PCDD/Fs en el compost respecto al lodo inicial y una disminución en PCDD/Fs en el serrín final respecto al inicial, lo cual junto a la comparación de perfiles de contribución de los distintos congéneres al valor de I-TEQ total parecen confirmar la implicación del serrín. La formación enzimática de las dioxinas y los furanos en el compost puede ser consecuencia de la oxidación de clorofenoles, o derivados de los clorofenoles, por la acción de enzimas del tipo Peroxidasa. Estas enzimas se encuentran en muchos organismos y necesitan H 2 O 2 para oxidar los CPs a radicales Clorofenoxy que por condensación dan lugar a las dioxinas y los furanos ( Oberg & Rappe, 1992). Distintos autores han llevado a cabo experimentos in vitro de formación de PCDD/Fs a partir de CPs empleando diferentes precursores y enzimas. Oberg & Rappe (1992) estudiaron los efectos de dos enzimas como son la Bovine Lactoperoxidase (LP) y Horsearish Peroxidase (HP) con H 2 O 2, en dos derivados de los clorofenoles como son el 3,4,5-TrCP y 2,4,5-TrCP; obteniendo una mayor formación de PCDD/Fs con el precursor 3,4,5-TrCP, siendo el congéner mayoritario el HxCDD (representaba el 74% del total de las dioxinas). Por otro lado, Wittsiepe et al (1999) realizo también un experimento in vitro pero en esta ocasión utilizando como enzimas la Myeloperoxidase (MYP) y Horsearish Peroxidase (HP) con H 2 O 2, y como precursores 2,4,5- TrCP, 2,3,4,6-TeCP y PCP (el mismo precursor empleado en este proyecto) y se obtuvo de nuevo que la formación de PCDD/Fs y los perfiles obtenidos de 30

47 I. Introducción los congéneres dependían del precursor empleado en cada caso. En este estudio el precursor que mayor cantidad de dioxinas generaba era el pentaclorofenol y, además, el congéner mayoritario en este caso se trató de OCDD, como se muestra en la gráfica siguiente: Figura I. 12. Formación de PCDD/Fs (Wittsiepe et al ) La formación enzimática de PCDD/Fs en lodos fue estudiada por Klimm et al. (1998). El experimento desarrollado por este grupo consistió en estudiar la evolución de los congéneres HpCDDs y OCDDs, durante procesos de fermentación aerobia, anaerobia y semi-anaerobia empleando como precursor el PCP. Las condiciones semi-anaerobias son las más interesantes desde el punto de vista del compostaje de lodos, al ser muy probable que se den en las plantas de compostaje donde es muy complicado mantener una aireación adecuada por todas las zonas de las pilas de compost. Las conclusiones a las que se llegaron en este estudio fueron que en las condiciones anaerobias y aerobias, no había un aumento de los congéneres estudiados; sin embargo, en las condiciones semi-anaerobias, la cantidad de HpCDD y de OCDD lleva a ser el doble que el valor inicial. También se comprobó que en condiciones semianaerobias, la cantidad de PCP no disminuía significativamente, por lo que deben existir otros posibles precursores en el lodo que generan los congéneres más clorados. Respecto a las enzimas que pueden estar presentes en el lodo y que son las encargadas de la oxidación de los clorofenoles, Quintero et al. (2006), estudiaron la formación de enzimas lignolíticas con hongos cultivados sobre materiales lignocelulósicos. Teniendo en cuenta que los hongos de podredumbre blanca producen enzimas lignolíticas con actividad oxidativa a partir de materiales lignocelulósicos como son el papel, la paja o la biomasa; es muy probable que estas enzimas puedan estar presentes en el compost y sean la encargadas de oxidar los precursores para producir PCDD/Fs. 31

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49 II. OBJETIVOS

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51 II. OBJETIVOS II. Objetivos El cumplimiento del II Plan Nacional de Calidad de las Agua: Saneamiento y Depuración ( ), ha provocado que en España aumente la cantidad de lodos de depuradora generados que se destinan a la valorización agrícola ya sea en aplicación directa o sometiéndolos a un proceso de compostaje previo. La valorización agrícola cobra una gran importancia ya que los beneficios que presenta la reutilización de lodos residuales y compost en suelos agrícolas y forestales son importantes, al suministrar nutrientes y materia orgánica bien estabilizada que mejora sus propiedades. Se ha demostrado que durante el proceso de compostaje se produce una degradación de los contaminantes orgánicos que contiene el lodo, tales como LAS (Sanz et al. (2006)) o PAHs (Oleszczuk, 2007). Esto hace que la aplicación de compost en suelos presente una menor peligrosidad que el luso del lodo directamente. Como se ha comentado anteriormente, existen indicios que llevan a pensar que existe una generación enzimática de PCDD/Fs durante el compostaje. Incluso si no existiese esa generación, el efecto de concentración de PCDD/Fs en el material debido a la reducción de volumen que se produce en el compost respecto al lodo inicial puede resultar peligroso. Por estas razones se ha considerado oportuno estudiar la contaminación derivada del proceso de obtención del compost; más concretamente: Se ha investigado la posible generación de policlorodibenzo-p-dioxinas/furanos (PCDD/Fs) durante el proceso de compostaje de lodos, por encontrarse estos compuestos entre aquéllos que necesitan limitación. Para ello se ha llevado a cabo un proceso de compostaje a escala de laboratorio, empleando un montaje experimental que ha permitido controlar y reproducir las condiciones que se dan en las planta de compostaje. Con el fin de comprobar la posible formación de PCDD/Fs durante el compostaje de lodos, se ha realizado el experimento por duplicado: - En un caso, se ha llevado a cabo un proceso de compostaje de la mezcla de lodos y agentes espesantes. - Y, por otro lado, se ha llevado a cabo el proceso de compostaje de la mezcla de lodo y materiales espesantes, adicionándole a esta mezcla precursores de la formación de dioxinas como son los clorofenoles, concretamente el pentaclorofenol, un compuesto que podría encontrarse también en menor cantidad en le lodo de partida o en los agentes espesantes. De este modo, si durante el compostaje se dan las condiciones adecuadas para la generación de PCDD/Fs, el compost formado a partir de la mezcla de lodo y agentes espesantes, debe presentar una menor concentración de dioxinas que el compost que proviene de la mezcla a la que se le ha adicionado los precursores. 35

52 II. Objetivos Por lo tanto, se pretende valorar y comprobar en qué condiciones se minimiza la formación de dioxinas durante el proceso de compostaje. 36

53 III. PROCEDIMIENTO EXPERIMENTAL

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55 III. Procedimiento Experimental III. PROCEDIMIENTO EXPERIMENTAL. III.1. MATERIAL, MÉTODOS Y EQUIPOS III.1.1. Lodo de depuradora Para realizar el compostaje en laboratorio se ha utilizado un lodo procedente de la EDAR de Aspe (Alicante), cuya vista se puede observar en la Figura III.1, recogido el día 12 de Marzo de Figura III. 1. Vista de la EDAR de Aspe. En esta planta, la línea de fangos está compuesta por un espesador por gravedad seguido de un sistema de filtros banda con el que se termina de deshidratar el lodo, al que previamente se le ha adicionado polielectrolito con el fin de obtener una mayor de sequedad del producto final. Se han realizado distintos análisis con el fin de conocer las características que presentaba el lodo inicial, como son: - la humedad - el contenido en cenizas - análisis elemental - poder calorífico inferior - forma de los termogramas o curvas de termogravimetría (TG) de pirólisis y combustión III.1.1.a. Humedad Para la determinación de la humedad de las muestras se ha empleado el Analizador Humedad HB45 OHAUS, que se muestra en la Figura III.2: 39

56 III. Procedimiento Experimental Figura III. 2. Analizador Humedad HB45 OHAUS. Además, para el lodo fresco, se ha analizado la humedad de la muestra secándola durante 24 horas en una estufa a 105ºC y determinando la pérdida de peso que ha sufrido. En la Tabla III.1. se muestras los valores de humedad obtenidos en ambos métodos: Tabla III. 1. Humedad del lodo fresco. Método Valor Analizador HB45 OHAUS 81,21% Estufa 80,84% III.1.1.b. Porcentaje de cenizas El cálculo del porcentaje de cenizas en la incineración de un lodo es importante para conocer las cantidades de inquemados que se pueden generar al realizar la valorización energética del mismo, que aunque no es el objetivo que se persigue en este trabajo, es una de las aplicaciones finales que puede tener el fango. Para determinar las cenizas en el lodo inicial se ha seguido el procedimiento dictado por la norma UNE , es decir, introducir aproximadamente 2 gramos de la muestra de lodo en horno mufla a 900ºC durante 60 minutos, siendo el resultado obtenido de 4,46% de cenizas sobre el lodo seco. III.1.1.c. Análisis elemental El objetivo que se persigue con este análisis es conocer el contenido de los elementos mayoritarios, es decir, carbono, hidrogeno, nitrógeno y azufre, en 40

57 III. Procedimiento Experimental una muestra de lodo inicial previamente seca. El método se basa en la oxidación completa, o lo que es lo mismo, la combustión de la muestra de lodo y el posterior análisis de los gases por cromatografía de gases. Para la realización de este análisis se empleó el equipo Carlo Erba CHNS-O EA Los valores de cada elemento se muestran en la Tabla III.2: Tabla III. 2. Porcentaje de los elementos mayoritarios. VALORES (% m. s.) Muestra Nitrógeno Carbono Hidrogeno Azufre Lodo Fresco 4,44 42,1 6,02 0,140 III.1.1.d. Poder Calorífico Inferior en base seca El poder calorífico de un combustible es la energía liberada por unidad de peso por combustión con oxígeno. Este valor fue obtenido mediante una bomba calorimétrica Leco AC-350. Para ello se realizó la combustión de la muestra seca en una bomba bajo presión alta de oxígeno (3000 kpa) y se midió la temperatura alcanzada en un baño de agua que rodeaba la bomba. El valor obtenido fue de 4645 kcal/kg m. s. III.1.1.e. Forma de los termogramas o curvas de termogravimetría (TG) de pirólisis y combustión Para este estudio, se realizó un análisis termogravimétrico para observar el comportamiento de los lodos en pirólisis y combustión mediante una termobalanza TG-DTA Mettler Toledo modelo TGA/SDTA851e/LF/1600 cuyo esquema se muestra en la Figura III.3. En la termobalanza el portamuestras se encuentra en el interior de un horno cilíndrico por el que se puede hacer circular un gas de purga (Aire ó N2). El control de la temperatura se realiza mediante un termopar situado en la parte inferior de la del portamuestras. Con este experimento se puede comprobar si un lodo está bien estabilizado. Para ello se midió la pérdida de peso mientras la temperatura aumentaba 10 ºC min -1 desde 25 ºC hasta 900 ºC en dos atmósferas diferentes, una de aire (combustión) y otra de N 2 (pirólisis). 41

58 III. Procedimiento Experimental Figura III. 3. Esquema de la termobalanza. A partir de la forma de las curvas obtenidas en el registro de la perdida de peso para cada experimento, se puede conocer si la estabilización del lodo ha sido la adecuada en la planta depuradora (Gómez-Rico, et al., 2005). Un ejemplo de un lodo bien estabilizado se muestra en la Figura III.4. donde las curvas de pirólisis y combustión coinciden a temperaturas bajas, pero a temperaturas altas la curva de combustión cae fuertemente, indicando que la combustión realmente ocurre a temperaturas altas, ya que en la EDAR los microorganismos ya han oxidado los compuestos fácilmente oxidables y únicamente se oxida el residuo a temperaturas altas. Figura III. 4. Curvas gravimétricas características de un lodo bien estabilizado. Las formas de las curvas características de lodos mal estabilizados se muestran en la Figura III.5. donde los termogramas de pirólisis y combustión son divergentes hasta temperaturas altas, presentando ambas, formas muy similares. 42

59 Fracción másica III. Procedimiento Experimental Figura III. 5. Curvas gravimétricas características de un lodo mal estabilizado. Las curvas termogravimétricas, obtenidas al realizar la pirólisis y la combustión del lodo inicial, antes de mezclarlo con los espesantes e iniciar el proceso de compostaje, muestran una tendencia similar a las curvas características a un lodo mal estabilizado, siendo divergentes hasta altas temperaturas. 1 Curvas gravimétricas del lodo inicial 0,8 0,6 Combustión Pirólisis 0,4 0, T (ºC) Figura III. 6. Curvas gravimétricas del lodo inicial. Como se puede ver en la representación gráfica, el lodo recogido de la EDAR de Aspe, parece no estar bien estabilizado, cosa que era de esperar ya que en esta planta depuradora de aguas residuales, a pesar de disponer de un digestor aerobio de fango, se suprimió su funcionamiento debido principalmente a que poseen una planta de compostaje. Se comprobó que no era necesaria la estabilización del fango para un óptimo desarrollo en el proceso de compostaje, y que tampoco influía notablemente en la deshidratación del fango por los filtros banda. 43

60 III. Procedimiento Experimental III.1.2. Agentes espesantes. Los materiales espesantes ofrecen soporte estructural y favorecen la aireación durante el compostaje. En este caso se empleó material de origen vegetal como agente espesante, más concretamente paja y serrín. En la Figura III.7. se pueden ver los materiales espesante mencionados. Figura III. 7. Materiales espesantes empleado en el compostaje en el laboratorio. III.1.3. Equipos empleados para el compostaje en el laboratorio. Para el desarrollo de este experimento se empleó un montaje que permitía simular el proceso que ocurre en una planta de compostaje. El procedimiento seguido en el laboratorio, se detallará en el siguiente apartado, pero básicamente consistió en la introducción de la mezcla de lodo con materiales vegetales en un recipiente, el control de la humedad y la aireación durante todo el experimento, y el seguimiento de la temperatura durante el proceso hasta obtener el compost. Analizando tanto la mezcla inicial como el compost final obtenido. Para ello se utilizó el montaje que se muestra en la Figura III.8: Vasos Dewar Ordenador Compresor Figura III. 8.Montaje empleado para compostaje en el laboratorio. 44

61 III. Procedimiento Experimental A continuación, se analizarán todos los elementos que forman este montaje y la función que cada uno de ellos tiene en el mismo. III.1.3.a. Vasos Dewar Un vaso Dewar es un recipiente diseñado para proporcionar aislamiento térmico, disminuir las pérdidas de calor por conducción, convección o radiación. Está formado por una doble pared de vidrio, pintada de plateado, y en el espacio intermedio se produce vacío. Esta cámara de vacía tiene función de evitar la transferencia de energía por convección y conducción, mientras que el plateado permite reflejar la radiación. En este montaje se han empelado dos vasos Dewar de 7 L de capacidad en los que se ha introducido, en uno de ellos, la mezcla de lodo y agentes espesantes; y en el otro, la mezclas de lodo, agentes espesantes y pentaclorofenol. En el fondo de cada Dewar existe un difusor de aire (un tubo de material poroso) con el que se suministra el O 2 que se necesita en el proceso de compostaje (Figura III.9). Figura III. 9. Difusor de aire situado en el fondo del vaso Dewar. En la parte superior de este difusor se ha colocado un objeto esponjoso, como el que se muestra en la Figura III.10., que tiene la doble función de, por un lado, permitir el paso del aire hacia la mezcla a compostar, y por otro lado, retener el agua que se puede condensar para mantener así la humedad de la mezcla. Figura III. 10. Esponja para mantener la humedad de la mezcla. 45

62 III. Procedimiento Experimental En la parte inferior de esta Figura III.10. se puede ver la tapadera del Dewar, que en su interior tiene una esponja negra que retiene el agua que se evapora en le proceso para mantener la humedad. Esta tapa además dispone de un orificio (Figura III.11.) por el que se puede extraer la conducción de aire que conecta con el difusor del fondo, y la conducción eléctrica del termopar, con el que se controlará la evolución de la temperatura; permitiendo así que el vaso quede cerrado. Figura III. 11.Detalle del orificio de la tapa para extraer las conducciones. III.1.3.b. Compresor de aire Suministra el aire necesario con un caudal de unos 0.18 L min -1, lo que supone que a cada Dewar le llegarán unos 0.09 L min -1. III.1.3.c. Ordenador Realiza el control de la aireación mediante un programa que abre las electroválvulas (Figura III.12.) cada cierto tiempo, según la fase en la que se encuentre el proceso, que se conoce por la temperatura que midan los termopares dentro de los Dewar. A su vez, el ordenador registra las temperaturas. Electroválvula Válvula de cierre manual. Figura III. 12. Detalle de las válvulas. 46

63 III. Procedimiento Experimental III.2. DESARROLLO DEL EXPERIMENTO El proceso de compostaje se realizó, como ya se ha indicado anteriormente, empleando un lodo procedente de la EDAR de Aspe que presentaba una humedad inicial de 81% (Tabal III.1.). Para poder realizar la mezcla inicial de los materiales a compostar adecuadamente y de forma homogénea, fue necesario secar previamente el lodo. Para llevar a cabo el secado del lodo, inicialmente se optó por realizar un proceso similar al empleado en las eras de secado pero sin el dispositivo de drenaje del agua. Mas concretamente, se procedió a extender el lodo sobre unas bolsas de basura (para evitar el contacto directo con la tierra), en un lugar alejado del paso de las personas y en el que no incidiera de forma directa el sol. En la Figura III.13. se muestra una imagen del sistema empleado para el secado del lodo empleado que se puede observar en la Figura III.14. Figura III. 13. Ubicación del lodo para el sacado solar. Figura III. 14. Detalle de la textura inicial del lodo. En este caso al no haber un drenaje del agua, se generaba una capa superficial seca, permaneciendo en el interior el lodo aún húmedo (Figura III.15.). 47

64 III. Procedimiento Experimental Figura III. 15. Detalle de la capa superficial seca y del lodo del interior húmedo. Diariamente se recogían muestras para realizar el seguimiento de la humedad y se procedía a homogenizar la mezcla como se aprecia en la Figura III.16. Figura III. 16. Homogenización del lodo. En el apartado I.3.3. se indicó que la humedad que tenía que tener el lodo para ser compostado, debía de encontrarse en el rango de 50-60%, sin embargo, en este caso al tener que realizar un mezclado manual con los agente espesantes, interesaba que el lodo llegara a la humedad más baja posible (no inferior al 20% para evitar que mueran los microorganismos presentes den el lodo) para facilitar el triturado del mismo. A continuación se muestra la Tabla III.3. con el seguimiento de la humedad del lodo en este sistema de secado: Tabla III. 3. Evolución de la humedad del lodo. Día Humedad (%) 12/03/ ,2 13/03/ ,3 14/03/ ,1 15/03/ ,4 16/03/ ,5 20/03/ ,4 48

65 III. Procedimiento Experimental El día 20 de Marzo, ante la previsión de lluvias, se optó por cambiar la ubicación del lodo y trasladarlo a una campana extractora del Laboratorio de Agua, donde se secaría en condiciones controladas (Figura III.17.). Figura III. 17. Campana extractora empleado para el secado del lodo y detalle de la disposición del lodo dentro de ésta. Tras cambiar la ubicación del lodo se siguió controlando la evolución de la humedad de la muestra obteniendo los valores que se muestran en la Tabla III.4.: Tabla III. 4. Evolución de la humedad del lodo en la campana. Día Humedad (%) 21/03/ ,1 22/03/ ,0 23/03/ ,4 26/03/ ,6 28/03/ ,3 03/04/ ,7 Como se puede comprobar en la Tabla III.4, la humedad permaneció aproximadamente constante durante 6 días, por lo que se consideró que era oportuno comenzar el experimento. Para ello, lo primero que se hizo fue triturar el lodo seco con el fin de facilitar el mezclado con los agentes espesantes. En la figura III.18 se muestra dos imágenes del lodo seco, antes y después de triturarlo: Figura III. 18. Imágenes del lodo antes y después de triturarlo. 49

66 III. Procedimiento Experimental Además de triturar el lodo, se realizó lo mismo con paja y serrín por separado, para posteriormente triturar la mezcla de los tres componentes con el fin de conseguir un material homogéneo como se puede apreciar en la Figura III.19.: Figura III. 19. Mezcla final del lodo seco con los agentes espesante. La mezcla inicial estaba compuesta por un 80% de lodo de la EDAR de Aspe (Alicante), un 6% de paja y un 14% de serrín (porcentajes en volumen de materia húmeda). Estas proporciones son las que mejores resultados dieron, respecto a las temperaturas alcanzadas, en un estudio anterior del proceso por parte del personal del Instituto Universitario del Agua y Ciencias Ambientales de la Universidad de Alicante. En este caso, se optó por preparar unos 6 L de mezcla lo que suponía un volumen de 4,8 L de lodo, 0,84 L de serrín y 0,36 L de paja. Además, se pesó la cantidad adicionada de cada uno de los materiales empelados y los valores obtenidos se muestran en la Tabla III.5: Tabla III. 5. Masa de las mezclas iniciales. Dewar sin PCP Dewar con PCP Material Masa Masa Material (g) (g) 4,8 L lodo ,8 L lodo ,36 L paja 29,83 0,36 L paja 29,48 0,84 L serrín 170,9 0,84 L serrín 168,6 Masa Total 3011 Masa Total 3085 Con el valor de la masa total de cada mezcla y la humedad de la misma se pudo determinar la cantidad de clorofenoles, más concretamente pentaclorofenol (PCP), que se debía de adicionar en el Dewar seleccionado para contener esta mezcla y que se llamará Dewar con PCP, gracias a la siguiente relación que se considera suficiente para poder dar lugar a una formación de dioxinas notable si las condiciones son favorables: 50

67 III. Procedimiento Experimental Por lo tanto, se determinó la humedad de la mezcla final que se introduciría en el Dewar con PCP, que fue de 32,1%, lo que hacía que se tuvieran 2094,43 g de masa seca en la mezcla final. Con este valor se calculó que era necesario pesar 209,44 mg de PCP para cumplir la relación anterior. De igual modo se determinó la humedad de la mezcla del Dewar sin PCP, para conocer la cantidad de agua que se debía de adicionar a cada Dewar con el fin de obtener finalmente una mezcla con una humedad de 65%. Siendo las cantidades de agua requeridas las mostradas en la Tabla III.6.: Tabla III. 6. Masa de agua necesaria para alcanzar 65% humedad. Dewar sin PCP Dewar con PCP Masa Total 3011,13 Masa Total (g) 3084,58 Humedad mezcla 32 Humedad mezcla (%) 32,1 Masa seca (g) 2047,57 Masa seca (g) 2094,43 Masa de agua (g) 963,56 Masa de agua (g) 990,15 Masa agua adicionar (g) 2839,07 Masa agua adicionar (g) 2899,5 Tras adicionar a cada una de las mezclas la cantidad de agua indicada se procedió a la homogeneización de todos los componentes y a la introducción de toda la mezcla húmeda en los Dewar (Figura III.20.) colocando en el interior de estos, previamente, el difusor y la esponja: Figura III. 20. Mezcla final dentro del Dewar con el difusor y el termopar. Finalmente se terminó de realizar el montaje mostrado en la Figura III.8. y se inició el proceso de compostaje donde se realizó de forma separada el control de los parámetros aireación, temperatura y humedad. 51

68 III. Procedimiento Experimental AIREACIÓN Para el control de la aireación se ha seguido un programa que se muestra en la Tabla III. 7. Esta aireación dependía de la temperatura, como puede observarse, siendo escasa a temperaturas bajas para facilitar el calentamiento de la mezcla mediante los microorganismos correspondientes, y grande a temperaturas altas para impedir superar el valor de 70 ºC, perjudicial para los microorganismos. De esta forma se simuló la aireación que sufre el material en un túnel de compostaje como es el empleado en la planta de compostaje de Aspe. Tabla III. 7. Programa de aireación. TEMPERATURA (ºC) INTERVALO ENTRE AIREACIÓN (min) TIEMPO AIREADO (min) T< <T< <T< <T< <T< T> HUMEDAD Como ya se ha comentado anteriormente, en el proceso de compostaje la humedad siempre debe estar comprendida entre 55-65%, por lo que se fue controlando extrayendo pequeñas muestras de los Dewar y empleando el equipo Analizador HB45 OHAUS para su determinación. En este punto es importante mencionar que al inicio del experimento hubo un problema en el Dewar sin PCP. Nada más realizar la mezcla de los componentes para el compostaje con el agua necesaria, se determinó la humedad de esta mezcla y se obtuvo que era de 88%, mientras que en el Dewar con PCP estaba en el rango esperado (61,42%). Se optó por dejar la mezcla dentro del Dewar sin PCP esperando que el agua en exceso fuese retenida por la esponja situada en la parte inferior. Al día siguiente se pudo comprobar que mientras en el Dewar con PCP la temperatura ya había comenzado a subir, en el Dewar sin PCP no había habido ningún cambio, y llegados a este punto, se procedió a extraer de nuevo la mezcla húmeda del Dewar sin PCP dejarla secar durante 1 día en la campana para que así disminuyese humedad. Tras realizar esto, se determinó la humedad de la mezcla y se obtuvo un valor de 54,1%, por lo tanto, al estar ya dentro del rango, de nuevo se introdujo en el Dewar sin PCP esperando que esta vez sí subiera la temperatura de la mezcla en un tiempo relativamente corto. Y así sucedió, ya que al día siguiente la temperatura había aumentado considerablemente (como se verá en el siguiente punto). 52

69 III. Procedimiento Experimental TEMPERATURA Los termopares que se introdujeron en cada uno de los Dewar, registraban la temperatura cada 30 segundos, y en función del valor medido, el ordenador activaba la aireación durante un periodo de tiempo determinado. Las temperaturas registradas durante el experimento se pueden observar en la Figura III.21. siendo, el Dewar con PCP aquel en el que se han adicionado el precursor de dioxinas, pentaclorofenol. Figura III. 21. Temperaturas registradas durante el proceso de compostaje. Dado que en este caso se tiene muchos datos, para ver claramente la tendencia y poder comprobar que efectivamente se dan las tres fases del compostaje, así como para determinar los días que dura cada una de la fases, se ha obtenido un valor medio de la temperatura para cada día del experimento, siendo los resultados los mostrado en la Tabla III.8.: 53

70 III. Procedimiento Experimental Tabla III. 8. Temperaturas promedio diarias registradas en cada Dewar. Fases del compostaje. t (días) T Dewar sin PCP (ºC) T Dewar con PCP (ºC) 0 22,2 23,1 1 20,1 24,4 2 24,8 27,6 3 36,8 32,3 4 47,3 36,8 5 50,9 39,8 6 54,3 43,1 7 56,6 45,8 8 57,8 47,5 9 59,1 49, ,2 51, , ,3 51, ,6 51, ,9 59, ,3 63, ,7 63, ,1 63, ,6 64, , ,4 64, ,1 63, ,8 63, ,3 63, ,4 62, ,2 61, , ,7 60, ,8 59, ,6 57, ,6 56, , ,5 53, ,7 51, , ,8 50, ,9 51, ,8 51, ,2 50, ,9 50, , ,5 49, , ,4 47, ,6 46, ,2 45, ,5 44,7 54

71 III. Procedimiento Experimental Tabla IIIII.8. Temperaturas promedio diarias registradas en cada Dewar. Fases del compostaje.(continuación) t (días) T Dewar sin PCP (ºC) T Dewar con PCP (ºC) , ,8 42, ,5 41, ,7 41, , ,1 40, ,9 40, ,8 39, , ,1 39, ,2 38, ,8 37, ,9 37, ,9 37, ,3 38, ,8 37, ,4 37, , ,7 36, ,1 36, ,8 37, ,4 37, ,4 37,6 Fase Calentamiento (mesofílica) Fase termofílica Fase de enfriamiento (mesofílica) Como muestra la Tabla III.8. el experimento tuvo una duración total de 69 días ya que las muestras no compostaron de forma paralela, si no que las fases características del compostaje en cada una de los Dewar se presentaron a distinto tiempo. Por lo tanto, para poder asegurarse de que el proceso se había finalizado, se esperó a que ambos Dewar se estabilizaran en una temperatura similar. En la Tabla III.8. se han delimitado las 3 fases por las que debe pasar la mezcla a compostar para poder asegurarse se haber higienizado el compost y que el proceso se ha realizado correctamente. Las tres fases son: - Fase mesofílica donde se da un calentamiento rápido de la materia a compostar hasta 45ºC - Fase Termofílica en la que la temperatura ha de mantenerse entre los 45ºC y los 70ºC, con el fin de eliminar lo organismos patógenos presentes en el lodo. - Fase mesofílica de enfriamiento en la que el compost descienda por debajo de los 45ºC. 55

72 T (ºC) III. Procedimiento Experimental Con el fin de analizar de forma detallada lo sucedido en cada Dewar, se han representado ambas curvas en la Figura III.22.: DEWAR sin PCP DEWAR con PCP t (días) Figura III. 22. Curvas de la evolución de la temperatura durante el proceso de compostaje. DEWAR SIN PCP En la curva obtenida en el registro de las temperaturas del Dewar sin PCP se puede comprobar como en los primeros 3 días hay un descenso de la temperatura debido, como ya se ha comentado anteriormente, a que se extrajo la mezcla a compostar porque presentaba una humedad muy superior a 65%, que es el valor límite. Tras dejarlo secar, se volvió a introducir en el Dewar, pero no se pudo aprovechar todo lo que se había preparado inicialmente ya que al secarse la mezcla a compostar ocupa un mayor volumen (al que dar más esponjoso) y en consecuencia hubo una cantidad que no se devolvió al Dewar. Esto hizo que se favoreciese la aireación de mezcla de tal modo que en un par días de la temperatura pasó de 24,8ºC (día 2) hasta 47,3ºC (día 4). La temperatura siguió aumentando alcanzando un pico de 61,3ºC el día 12 tras haber iniciado el experimento. La mezcla se mantuvo a una temperatura comprendida entre 45ºC y los 70 ºC desde el día 4, en el que se encontraba a 47,3ºC hasta el día 21 en el que aún se encontraba por encima de 45ºC (más concretamente a 46,1ºC.) A partir del día 13, inclusive, el Dewar sin PCP estuvo en la fase de enfriamiento pero con picos de aumento y descensos de temperatura dentro de la misma. Una posible explicación para la presencia de estos picos, puede ser que aunque el Dewar esté aislado adiabáticamente, durante estas fechas se dieron varias olas de calor y puede que sí afectara un poco al proceso de 56

73 III. Procedimiento Experimental compostaje del Dewar sin PCP que era el que menor temperatura presentaba en esas épocas. DEWAR CON PCP Como se ha comentado anteriormente, en los primeros días del experimento el Dewar con PCP, que es aquel al que se le han adicionado los precursores de dioxinas, se comportó de la forma que se esperaba, ya que aumento la temperatura desde el día 1, sin embargo, este aumentó era muy lento ya que tardó 7 días en finalizar la fase mesofílica de calentamiento. Durante los tres días siguientes aumento unos 6ºC, al pasar de 45,8ºC del día 7 a una temperatura de 51,1ºC del día 10. A continuación, aumentó un poco más la temperatura hasta los 51,5 ºC en los que se estabilizó durante 3 días consecutivos. Esta temperatura, aunque estaba dentro de rango de la fase termofílica, era un valor muy bajo que podía no ser suficiente para higienizar de forma adecuada el lodo; por lo que podía indicar que algo no estaba funcionando correctamente. Tras analizar el estado de la mezcla dentro del Dewar y medir la humedad (estaba a 66,15%) se tomo la decisión de vaciar parcialmente el Dewar y mover la mezcla que quedase dentro del mismo de tal manera que aumentase la porosidad de la muestra, permitiendo así la aireación. Al realizar esto, se pudo ver que en cuentón de 24 horas el compost ya había subido 6ºC y en 48 horas alcanzó los 63,6ºC, demostrando que el compostaje no estaba funcionando correctamente, ya que la mezcla esta demasiado compacta como para permitir el paso de aire a su través. Tras alcanzar los 63ºC se mantuvo estable durante 9 días y comenzó a descender la temperatura, pero no fue hasta el día 45 cuando la temperatura logró descender por debajo de los 45ºC. Este descenso de temperatura tan lento, pudo verse ocasionado por los factores climáticos que se han comentado anteriormente, ya que el compresor les suministra aire a los Dewar, pero este aire lo toma del laboratorio en el que se encontraba el montaje, lo que quiere decir, que en función de la temperatura a la que se encontrase el aire, esto lograba enfriar el compost más o menos rápido. Finalmente, a partir del día 60 las temperaturas de ambos Dewar se igualaron y evolucionaron de forma paralela, dando por finalizado el proceso el día 69. El muestreo para el posterior análisis de PCDD/Fs se realizó mediante la recogida de una porción del contenido de cada vaso Dewar tomada de la parte central del mismo el último día del experimento (Figura III.23). 57

74 III. Procedimiento Experimental Figura III. 23. Muestra del compost final. III.3. ANÁLISIS DE DIOXINAS Y FURANOS. El análisis de PCDD/Fs se llevó a cabo mediante cromatografía de gases de alta resolución con espectrometría de masas de alta resolución (HRGC/HRMS) siguiendo el método EPA 1613 (US EPA, 1994). Para ello, previamente se necesita una preparación de la muestra donde se adiciona el patrón interno, una extracción con disolvente de los compuestos de interés y una limpieza. Los pasos se detallan en los apartados siguientes. Es importante recordar que, como se está buscando comprobar si se forman PCDD/Fs durante el proceso de compostaje, el análisis de dioxinas y furanos se realizará a las mezclas iniciales de los Dewar con PCP y sin PCP, del compost obtenido en cada Dewar y de un Blanco que sirve como control. Por otro lado, dado que los resultados de PCDD/Fs se deben de expresar por kg de materia seca, se ha determinado la humedad final del compost obtenido en el Dewar con PCP y sin PCP. Siendo los resultados obtenidos los mostrados en la Tabla III.9.: Tabla III. 9. Humedad del compost final. Dewar sin PCP Dewar con PCP Humedad (%) 56,76 66,79 58

75 III. Procedimiento Experimental III.3.1. Preparación de la muestra. En primer lugar se toman unos g de muestra y se añaden 10 L de un patrón marcado (EPA 1613 LCS o Labelled Compound Stock solution, Wellington Laboratories) que está formado por una mezcla de 15 congéneres de PCDD/Fs, que constituye el patrón interno y permitirá la cuantificación de compuestos. Sobre la mezcla anterior se esparce sulfato sódico anhidro (que actúa como desecante), se homogeneiza la nueva mezcla y se deja secar durante una noche. La masa pesada de cada muestra analizada se muestra en la tabla III.10.: Tabla III. 10. Masa pesada de cada muestra analizada. Mezcla Inicial Compost Dewar sin PCP Dewar con PCP Dewar sin PCP Dewar con PCP Masa (g) 10, ,784 10,3166 9,9808 En la Figura III.24. se puede ver a la izquierda la mezcla de muestra con Na 2 SO 4 y a la derecha el patrón interno que se adiciona a estas: Figura III. 24. Imágenes de la mezcla de sulfato sódico anhidro con la muestra y del patrón marcado que se emplea como patrón interno. III.3.2. Extracción Sólido-Líquido. Este paso tiene como objetivo transferir los compuestos retenidos en la muestra de lodo o compost a un disolvente apropiado que permita su posterior análisis. Para ello se emplea el equipo denominado ASE 100 Dionex (Acelerated Solvent Estraction System) que permite realizar una extracción rápida y empleando poco disolvente al trabajar a presión elevada (Figura III.25.): 59

76 III. Procedimiento Experimental Figura III. 25. Equipo ASE 100 Dioxinex para la extracción Sólido-Líquido. Para proceder a la extracción lo primero que se debe hacer es seleccionar el disolvente apropiado con el que se trabajará, en el caso de PCDD/Fs se emplea unos 120 ml de tolueno en la extracción de cada muestra. Una vez se conoce el disolvente se procede a realizar 3 o 4 lavados del equipo y de la conducciones con este disolvente, empleando una corriente de N 2 a bar para purgar las conducciones. Una vez que el equipo está limpio se procede a preparar la muestra: 1. Seleccionar la celda adecuada: Para realizar la extracción sólido-líquido, la muestra sólida se debe introducir en una de las celdas de las que dispone el equipo. Estas celdas están formadas por dos tapas que van roscadas a un cuerpo cilíndrico que puede ser de distinta longitud, en función de la cantidad de muestra con la que se vaya a trabajar (33, 66, 100 ml). En este caso se ha seleccionado la celda de 66 ml de capacidad (Figura III. 26). 60

77 III. Procedimiento Experimental Figura III. 26. Cuerpo cilíndrico y componentes que forman las tapas. Las tapas una vez montadas quedan como se muestra en la Figura III.27.: 2. Introducir la muestra en la celda: Figura III. 27. Tapas montadas. Para poder introducir la muestra, que ha estado toda la noche desecándose con sulfato sódico anhídrido, lo primero que se debe hacer es enroscar una de las tapa al cuerpo cilíndrico, siendo esta tapa la que quedará abajo cuando se introduzca la celda en el equipo. A continuación, se cogerá un filtro y se colocará en el cuerpo cilíndrico para empujarlo con el vástago de plástico hasta el fondo del mismo, comprobando que queda bien centrado (Figura III.28.). El objetivo de este filtro es retener las pequeñas partículas que pueden ser arrastradas por el disolvente. 61

78 III. Procedimiento Experimental Figura III. 28. Introducción del filtro. Justo encima del filtro se pone dos cucharadas de tierra de diatomea, ayudándonos con un embudo (Figura III.29.). Esta tierra de diatomea tiene una doble función: - Sirve como relleno para gastar menos disolvente. - Absorbe la humedad que pueda tener la muestra. Figura III. 29. Tierra de diatomea empelada para rellenar y deshidratar la muestra. 62

79 III. Procedimiento Experimental Una vez adicionada la tierra de diatomea, empelando el mismo embudo, se adiciona la muestra que se ha tenido secando toda la noche. Como se puede ver le la figura III.30. Figura III. 30. Muestra dentro de la celda. Por último, se monta la tapa superior y se enrosca al cuerpo cilíndrico. Cuando se ha finalizado la preparación de la muestra, se coloca la celda en el equipo, como se muestra en la Figura III.31. teniendo la precaución de poner la tapa que contiene el filtro hacia abajo: Filtro Figura III. 31. Colocación de la celda. 63

80 III. Procedimiento Experimental Como se observa en la Figura III.32. por la parte superior de la celda un inyector introducirá el tolueno y se recogerá la muestra líquida en la que estarán retenidos los PCDD/Fs en una botella limpia que se habrá introducido en le recolector de muestra. Botella con Disolvente Celda con la muestra sólida Inyector de disolvente a la celda Salida de la muestra líquida de la celda Botella para recoger la muestra líquida Figura III. 32. Descripción funcionamiento del equipo. Al final de la extracción se tiene una botella con el disolvente en le que se han disuelto tanto el patrón que se ha introducido anteriormente, como las PCDD/Fs que hubiese en las muestras. Figura III.33. Figura III. 33. Muestra líquida obtenida tras la extracción sólido-líquido de lodo. 64

81 III. Procedimiento Experimental III.3.3. Primera concentración con el Rotavapor. La muestra a analizar sufre tres concentraciones; la primera tras la extracción en el ASE 100 Dionex, la segunda tras la purificación en el Power-Perp (que se verá posteriormente), llevándose a cabo estas dos concentraciones en el Rotavapor (macro-concentración); y la tercera antes de llevar al muestras a analizar, realizando, inicialmente una macro-concentración con el Rotavapor y, seguidamente, una concentración con una corriente de N 2 (microconcentración). Para realizar la primera concentración en el Rotavapor, se debe pasar la muestra líquida obtenida en la extracción a un balón de 250 ml, realizando lavados de la botella con tolueno. El Rotavapor (en este caso se emplea el denominado Büchi R-200 Advanced) es un equipo que permite evaporar los disolventes a baja temperatura aplicando vacío en el interior del balón en el que se encuentra la muestra y que están continuamente girando, sumergido parcialmente en un baño en el que se puede controlar la temperatura y ajustar en función del disolvente que se vaya a evaporar. Una imagen del equipo se muestra en la Figura III.34. en la que se indica los componentes mas importantes. Controlador de vacío Controlador de giro del balón Bomba de vacío Balón colector Figura III. 34. Rotavapor. Controlador Tª del baño Lo primero que se debe hacer es seleccionar la temperatura del baño (cuando se trabaja con tolueno se hace a 42ºC) y poner en marcha la unidad de refrigeración que enfriará el líquido refrigerante de color rosa que circula dentro 65

82 III. Procedimiento Experimental del serpentín, para condensar el disolvente que se vaya evaporando del balón de la muestra. Una vez que las temperaturas del baño y de la unidad de refrigeración son estables, se coloca el balón con la muestra y se pone en marcha el equipo. Inicialmente la presión dentro del balón debe ser de 999 mbar, para evitar a evaporación de la muestra súbita, y se irá bajando poco a poco hasta que caiga la primera gota de disolvente condensado en el balón colector. Esta primera concentración tiene el objetivo de cambiar el disolvente de la muestra a hexano, ya que este disolvente es el más adecuado para realizar el proceso de limpieza de la muestra. Para ello se concentra hasta que queda una cantidad muy pequeña de muestra en el balón (de 1 a 2 ml). A continuación, se le adicionan 50 ml de hexano y se guarda en el frigorífico tapado con papel de aluminio III.3.4. Lavado Ácido-Base En el procedimiento para el análisis de dioxinas y furanos, la etapa de limpieza ácido-base, sólo se realiza en muestras que pueden contener un elevado contenido en grasas; y dado que el porcentaje de grasas en lodos puede variar desde 3 hasta 16% de materia seca (Tabla I.1.), es conveniente someter a las muestras a este lavado. Por otro lado, en la etapa de extracción se obtiene finalmente un extracto orgánico en el que se encuentran presentes simultáneamente los PCDD/Fs junto con un buen número de otras sustancias co-extraídas. Mediante el proceso de limpieza se pretende eliminar y separar de los PCDD/Fs el máximo número posible de elementos co-extraidos que no son inertes y que pueden estar en concentraciones muy superiores a los PCDD/Fs. Los pasos a seguir para realizar el lavado ácido-base son: 1. Cambiar el disolvente a hexano Parte de esta paso se ha realizado tras la concentración en el Rotavapor, ya que de los 100 ml en los que hay que diluir la muestra obtenida en el Rotavapor, ya se han adicionado 50 ml. Sobre estos 50 ml se adicionan 5 L de 37 Cl 4-2,3,7,8-TCDD (CSS o Cleanup Standard Spiking solution, Wellington Laboratories), que constituye el patrón de limpieza (clean-up standard). Posteriormente, se traspasan a un embudo de decantación de 250 ml. Los 50 ml de hexano que falta por adicionar, se emplean para realizar lavados del balón donde estaba la muestra, echándolos también en el embudo de decantación. De esta forma al final de los lavados del balón tendra los 100 ml de muestra en el embudo. 66

83 III. Procedimiento Experimental 2. Lavado Ácido Este primer lavado se realiza con H 2 SO 4 al 95%, por lo que al ser un ácido tan concentrado se extreman las precauciones. En el embudo donde están los 100 ml de hexano se adicionan 50 ml de ácido sulfúrico y se agita enérgicamente. Cuando se deja reposar se observa claramente la formación de dos fases: - Una fase orgánica superior que contiene los PCDD/Fs disueltos en hexano. - Una fase acuosa inferior que se desechará. Una imagen de esta separación se muestra en la figura III.35: Fase orgánica Fase acuosa Figura III. 35. Muestra tras el primer lavado ácido Como se puede observar en la Figura anterior, la fase acuosa adquiere un color oscuro, señal de que se ha disuelto en el ácido parte de la suciedad contenida en la muestra. Una vez que la interfase se ve nítida se deshecha la fase acuosa y a la orgánica se vuelve a adicionar H 2 SO 4 para realizar otro lavado ácido. Habitualmente, con 3 lavados ácidos la muestra queda bastante limpia, como se puede ver en la Figura III.36. en la que la fase orgánica prácticamente es incolora. 67

84 III. Procedimiento Experimental Figura III. 36.Muestra tras el tercer lavado ácido 3. Neutralización Este paso es muy importante ya que permite neutralizar los restos de fase ácida que hayan podido quedar en el embudo de decantación al desechar la fase acuosa ácida, antes de adicionar la fase acuosa básica. Si no se realizase esta neutralización se podría dar una reacción violenta, entre el ácido concentrado que quedase y la base que se adicione, en el interior del embudo de decantación. En la neutralización únicamente se realiza un lavado con una disolución de NaCl al 5%, y de nuevo se desecha la fase acuosa que es la inferior. En este paso la fase orgánica aún se vuelve más transparente, como se aprecia en la Figura III.37. Figura III. 37. Neutralización posterior al lavado ácido. 68

85 III. Procedimiento Experimental 4. Lavado Básico Tras neutralizar la muestra se realiza un lavado básico, con el que se pretende arrastrar todo lo que no se haya podido eliminar en el lavado ácido. Para ello se repite el procedimiento seguido en el lavado ácido, pero en esta ocasión empleando una disolución de KOH al 20% en peso. Para asegurarse de eliminar todas las impurezas posibles se suelen hacer tres lavados básicos aunque, normalmente, hubiese sido suficiente con la limpieza ácida mediante H 2 SO 4. Esto se puede comprobar si se comparan las Figuras III.36. y III.38. que están tomadas antes y después de realizar tres lavados básicos; y en las que no se observan diferencias significativas en la fase orgánica antes y después de la limpieza básica. Figura III. 38. Muestra tras tres lavados básicos. 5. Neutralización y lavado del embudo Se neutraliza la disolución básica que se haya podido quedar en el embudo con 50 ml de NaCl 5%. Se desecha la fase acuosa y la fase orgánica se hace pasar a través de un embudo con lana de vidrio sobre la que se soporta una capa de Na 2 SO 4, para eliminar los restos de agua y partículas que hayan podido quedar, sobretodo, cercanos a la interfase formada durante la neutralización (Figura III.39.) 69

86 III. Procedimiento Experimental Figura III. 39. Filtración de la fase orgánica a través de lana de vidrio y sulfato sódico anhídrido. Cuando se recoge toda la fase orgánica se lava el embudo con hexano y también se filtra al balón. III.3.5. Segunda concentración con el Rotavapor De nuevo se concentra la muestra con el Rotavapor hasta tener 2 ml, pero en esta ocasión al tratarse de hexano la temperatura con la que se trabaja es de 35ºC. III.3.6. Purificación de las Muestras Tras el lavado ácido-base de la muestra, se procede a la purificación de la muestra en el equipo Power-Prep TM System (FMS Inc., MA, E.E.U.U.). Con este proceso se persigue disminuir al máximo las interferencias que pueden ocasionar otros compuestos permitiendo obtener un límite de detección más bajo, imprescindible en la determinación de PCDD/Fs ya que estos compuestos suelen encontrarse en los lodos en concentraciones de ng kg -1. Power-Prep es un equipo que permite automatizar el proceso de limpieza de las muestras ambientales, biológicas o alimenticias, que contengan dioxinas, PCBs, pesticidas o PAHs. Eliminando de la muestras aquellos analitos que pueden causar interferencias en la medida dejando sólo los que interesan, los PCDD/Fs. Antes de purificar en el Power-Prep, la muestra ha se ser filtrada para retener todas las partículas con un tamaño superior a 1 m y evitar que entren en el 70

87 III. Procedimiento Experimental equipo. Para ello es necesario disponer de una jeringuilla de unos 10 ml de capacidad, un filtro de teflón con un tamaño de poro de 1 m que se acople a la jeringuilla y un tubo porta muestras del Power-Prep. Los pasos a seguir son los siguientes: 1. Homogeneizar con hexano la jeringuilla, el filtro y el portamuestras. Para ello se acopla el filtro a la jeringuilla, a la previamente se le ha quitado el embolo, y se hace pasar por gravedad el hexano a través del filtro hasta el portamuestras. El montaje se puede ver en la Figura III En el balón donde se ha concentrado la muestra, se echan 3 ml de hexano y se enjuaga bien. Con ayuda de una pipeta, se trasvasa el contenido del balón al portamuestras haciéndolo pasar a través del filtro POR GRAVEDAD. 3. Se repite el proceso lavando el balón con hexano para así asegurarse de recuperar la máxima cantidad posible de compuestos. El volumen total que se debe tener en el portamuestras es de ml. 4. A continuación se tapa el portamuestras con el tapón blanco de silicona que tiene un orificio en el centro para poder usarse en el Power-Prep. Para evitar la evaporación se tapa también con papel de aluminio y parafilm. Se guarda en la nevera hasta su análisis.(figura III.41) Figura III. 40.Montaje para la filtración de la muestra previa al Power-Prep. 71

88 III. Procedimiento Experimental Figura III. 41.Portamuestras. El equipo Power-Prep consiste en una serie de electroválvulas que realiza de forma automática todo el proceso de cromatografía líquida consistente en: - Acondicionamiento de las columnas - Eluciones de lavado - Recogidas de las fracciones deseadas en el colector. Este sistema emplea una serie de columnas desechables suministradas por el fabricante, existiendo distintos tipos de columnas en función del tipo de extracto y del contaminante a analizar. En el caso de la purificación de un extracto para el análisis de dioxinas, se emplean 3 columnas distintas (Figura III.42), por la que se hace pasar la muestra de forma sucesiva, empleando un programa de apertura y cierre de electroválvulas y elución con distintos disolventes como hexano, diclorometano, acetato de etilo o tolueno. Para el análisis de PCDD/Fs las columnas empleadas son: - Una primera columna de Sílice que permite retener los PAHs, los fenoles, los ácidos y los ésteres así como los aceites y lípidos, pero no permiten eliminar los PCBs que se eluyen junto a los PCDD/Fs. - La segunda de Alúmina Básica que separa la fracción de los PCDD/Fs de la de los PCBs, policloronaftalenos (PCNs), éteres bifenilos policlorados (PCDPEs) y retiene también lípidos y los fenoles. - Y la tercera de Carbón Activo AX-21que retiene los PCDD/Fs. Los PCDD/Fs fijados en la cabeza de la columna de carbón activo, se eluyen con tolueno en sentido inverso. 72

89 III. Procedimiento Experimental Columna de Alúmina Básica Columna de Carbón Activo Columna de Sílice Figura III. 42. Imagen de las tres columnas empleadas. Se muestra en la Figura III.43. un sinóptico del equipo que será útil para entender su funcionamiento: Figura III. 43. Esquema sinóptico del sistema Power-Prep. En el esquema anterior aparecen representadas como M2 a M8 las distintas válvulas. La válvula M2 controla el disolvente que se ha de bombear desde las botellas en cada paso del programa, las válvulas M3, M4 y M5 se encargan de dirigir los fluidos, que están entrando al sistema, por las columnas o hacer un by-pass. Las válvulas M6 y M7 se encargan de hacer trabajar la columna de carbón activo en forma directa o inversa. Por ultimo la válvula M8 divide el extracto purificado en diferentes fracciones (Fracción 1 para la elución de 73

90 III. Procedimiento Experimental PCDD/Fs y la Fracción para la elución de PCBs) incluyendo la que se dirige al bidón de residuos. Por lo tanto lo primero que se debe hacer es prepara la cantidad de disolventes necesarias para llevar a cabo la purificación de un extracto para el análisis de dioxinas. Para ello se van a emplear disolventes de calidad para análisis de pesticidas o cromatografía y se introducirán cada uno en la botella correspondiente. En la Tabla III.11 se muestran las cantidades necesarias que debe contener cada botella: Tabla III. 11. Volumen necesario de cada disolvente por muestra purificada. VOLUMEN DE DISOLVENTE (ml) BOTELLA Hexano Diclorometano Acetato de Etilo Tolueno ,5 22, En la Figura III.44. se muestran la botella empleadas para contener los disolvente que se emplearán para la cromatografía líquida: Figura III. 44. Botellas con los disolvente empleados en la cromatografía líquida. A continuación se precederá a realizar el lavado y llenado de conducciones, ejecutando el programa FILL+WASH incluido en el software DMS que controla el equipo. Este programa se debe realizar antes de cada sesión y se encarga de limpiar todas las conducciones con la mezcla contenida en la botella 3. Cuando se ejecuta este programa, no deben de estar acopladas las columnas que se va a emplear en la purificación de la muestra, sino que se deben de están conectados los tubos de by-pass, como se puede apreciar en la Figura III.45.: 74

91 III. Procedimiento Experimental Modulo de toma de muestra (M6) con disolución 50%DCM/Hexano Tubos de by-pass Figura III. 45. Tubos de by-pass para el llenado y limpieza de conducciones. Como se puede ver en la Figura anterior, en el módulo en el que se debe poner el portamuestras con la muestra a purificar, en este caso se pone un porta muestras pero lleno de la disolución 50% Diclorometano/Hexano (Botella 3). Como es un proceso de limpieza, lo que se obtienen es un residuo y en consecuencia la conducción de salida de la fracción 1, ha de estar conectada al bidón de residuos que están en la parte inferior del equipo (Figura III.46): Salida de la Fracción 1 Salida de la Fracción 2 Figura III. 46. Salidas de las fracciones. 75

92 III. Procedimiento Experimental Una vez que se ha llevado a cabo la limpieza de las conducciones se procede a realizar la purificación de la muestra. Para ello se coloca en el módulo de muestra el portamuestras con la muestra ya filtrada, y se sustituyen los tubos de by-pass por las columnas en los lugares correspondientes (Figura III.47.) CARBÓN ACTIVO Figura III. 47. Columnas y portamuestras. En este punto es importante indicar que aparte de las dioxinas, se llevó a cabo la preparación de la muestra para el análisis de los PCBs, por si fuera necesario analizarlos. Esto hace que el programa seleccionado para la purificación sea el denominado Dioxin+PCB en el cual se obtiene dos fracciones distintas a distinto tiempo de elución: - Salida de la Fracción 1: En esta salida se recogerán los PCDD/Fs en 75 ml de tolueno que es el disolvente que se emplea para extraer los compuestos. - Salida de la Fracción 2: Los PCBs son recogidas por 180 ml de disolución 50% Diclorometano/Hexano. Por lo tanto se debe introducir las salidas de las fracciones 1 y 2 en unos matraces de 100 y 250 ml respectivamente (Figura III.48.). 76

93 III. Procedimiento Experimental Fracción 2 Fracción 1 Figura III. 48. Salidas de las fracciones y matraces colectores. III.3.7. Tercera concentración con el Rotavapor De nuevo se concentra la muestra con el Rotavapor hasta tener 2 ml. Cuanto más concentrada esté la muestra mejor, ya que resultará más fácil la etapa de concentración en corriente suave de nitrógeno posterior. Como los PCDD/Fs están disueltos en tolueno, se empleará una temperatura de baño de 40-42ºC. III.3.8. Concentración en Corriente suave de Nitrógeno La concentración de la muestra con una corriente suave de N 2 es la última de las concentraciones que sufre la misma antes de realizar su análisis por HRGC/HRMS. En el caso del análisis de PCDD/Fs, el disolvente en el que tienen que estar las muestras para llevarlas a analizar es Diclorometano; por lo que objetivo final de esta concentración es pasar la muestra de estar disuelta en tolueno a estarlo en Diclorometano, y en un volumen inferior a 1mL. Para cada muestra se usará un vial y un insert de 100 L de capacidad que se introducirá en el vial y que marcará el volumen final de la concentración (Figura III.49.). Figura III. 49. Vial e Insert empleados en la concentración final con N 2. 77

94 III. Procedimiento Experimental Antes de comenzar con la concentración de la muestra, en el insert se adicionan 10 L de una mezcla de 13 C 12-1,2,3,4-TCDD y 13 C 12-1,2,3,7,8,9- HxCDD (ISS o InternalStandard Spiking solution, Wellington Laboratories), que constituye el patrón de recuperación, y que permitirá calcular la recuperación de cada uno de los compuestos analizados. A continuación se prepara el evaporador de 6 puertos para las muestras que se vaya a evaporar el mismo tiempo, habitualmente se trabaja con 2 muestras de forma simultánea (Figura III.50.), y se conecta con la bala de N 2. Regulador del Evaporador Figura III. 50. Montaje para la concentración con una corriente suave de N 2. Se pone a la salida de cada puerto una punta de pipeta, con la que se puede enfocar de una forma más precisa la corriente de N 2 hacia la boca del insert. Se abre completamente la bala de N 2 y con el regulador del evaporador (Figura III.50.) se modifica la corriente de N 2 de tal manera que se consiga una corriente suave sobre la muestra, sin que salpique y se pierda parte de la muestra. Se hacen 2 o 3 lavados del balón en el que había concentrado con el Rotavapor la muestra obtenida en el Power-Prep con Diclorometano, usando una pipeta Pasteur para trasvasar la muestra del balón al interior del insert. Al final debe de quedar aproximadamente un volumen de 1/3 del insert como se puede observar en la Figura III

95 III. Procedimiento Experimental Figura III. 51. Volumen final de la muestra para el análisis en el HRGC/HRMS. III.3.9. Análisis por HRGC/HRMS. La cromatografía de gases de alta resolución (HRGC) utiliza columnas capilares que permiten obtener unas excelentes separaciones de isómeros, imprescindibles para la óptima separación del elevado número de congéneres de PCDD/Fs posibles. Por otro lado, el detector de espectrometría de masas de alta resolución (HRMS) ofrece suficiente selectividad, como para poder diferencias los PCDD/Fs de todos los demás componentes que coeluyen con ellos durante la separación cromatrográfica, y una alta sensibilidad, que permite alcanzar los bajos niveles de detección requeridos. En el presente trabajo se empleó un cromatógrafo de gases Agilent HP5890, equipado con un inyector PTV (Vaporizador de Temperatura Programada) con cabeza sin septum, y un espectrómetro de masas Micromass Autospec Ultima Nt (Micromass, Waters, Reino Unido) con fuente de impacto electrónico positivo (+EI). La resolución conseguida fue superior a La columna empleada en el cromatógrafo para la separación de los isómeros específicos fue una columna capilar DB-5 MS de 60 m. Siendo las condiciones de operación empleadas en HRGC/HRMS para el análisis de PCDD/Fs las mostradas en la Tabla III.12.: 79

96 III. Procedimiento Experimental Tabla III. 12. Condiciones empleadas en HRGC/HRMS para el análisis de PCDD/Fs según el método de EPA Parámetro Valor Volumen inyectado ( L) 5 Temperatura fuente MS (ºC) 250 Voltaje del detector (V) 460 Energía de ionización (ev) 35 CONDICIONES EN EL HORNO CROMATROGRÁFICO Velocidad calefacción (ºC/min) Tiempo (min.) Temperatura (ºC) El análisis de PCDD/Fs mediante HRGC/HRMS se basa en el método EPA 1613 (US EPA, 1994), que básicamente está compuesto por las etapas que muestran en la figura III.52.; y que se han explicado en los apartados anteriores: MUESTRA Patrón LCS EXTRACCIÓN Patrón CSS LIMPIEZA PURIFICACIÓN Patrón ISS ANÁLISIS HRGC/HRMS Figura III. 52. Esquema del método EPA 1613 para el análisis de PCDD/Fs. El patrón interno LCS (Labelled Compound Spiking Solutio) que se adiciona a la muestra al inicio del análisis, introduce en la misma una cantidad conocida 80

97 III. Procedimiento Experimental de PCDD/Fs marcados isotópicamente con 13 C. Es decir, el patrón interno contiene los mismos compuestos que se quieren determinar, pero los átomos de carbono de las estructuras atómicas de los isómeros tienen 13 neutrones, en lugar de 12, en su núcleo. Cuando se hable de los PCDD/Fs introducidos con el patrón interno, se les denominarán como marcados. De esta forma se pueden cuantificar los PCDD/Fs contenidos en la muestra, a los que a partir de ahora llamaremos nativos, empleando el método de dilución isotópica. Con la adicción del patrón ISS (Internal Standard Solution o patrón de recuperación) se pueden controlar las inevitables perdidas que se pueden producir durante las múltiples etapas del proceso analítico, y por ello, se adiciona justo antes del análisis con HRGC/HRMS. Por ultimo, la adicción del patrón CSS (Clean-up Standard Solution) permite conocer las pérdidas producidas durante las etapas de limpieza y purificación de la muestra. En la Tabla III.13, se muestra la composición y concentración de cada uno de los patrones necesarios en el análisis de PCDD/Fs. Tabla III. 13. Patrones utilizados en el análisis de PCDD/Fs según el método de EPA COMPUESTO Labelled Compound Spiking Solution LCS (ng/ml) Clean-up Standard Solution CSS (ng/nl) Internal Standard Solution ISS (ng/ml) 13 C-2378-TCDF C PeCDF C PeCDF C HxCDF C HxCDF C HxCDF C HxCDF C HpCDF C HpCDF C-2378-TCDD C PeCDD C HxCDD C HxCDD C HpCDD C-OCDD Cl-2378-TCDD C-1234-TCDD C HxCDD

98 III. Procedimiento Experimental Los patrones externos empleados para realizar las rectas de calibrado y poder llevar a cabo la cuantificación fueron los denominados EPA Method 1613 Calibration and Verification Solutions CS05-CS4 cuyas composiciones y concentraciones se muestran en la tabla III.14. Componentes Tabla III. 14. Patrones empleados en el calibrado. Concentración (ng/ml) 1613 CS CS CS CS CS4 2,3,7,8-TCDD 0,1 0,25 0, ,3,7,8-TCDF 0,1 0,25 0, ,2,3,7,8-PeCDD 0,5 1,25 2, ,2,3,7,8-PeCDF 0,5 1,25 2, ,3,4,7,8-PeCDF 0,5 1,25 2, ,2,3,4,7,8-HxCDD 0,5 1,25 2, ,2,3,6,7,8-HxCDD 0,5 1,25 2, ,2,3,7,8,9-HxCDD 0,5 1,25 2, ,2,3,4,7,8-HxCDF 0,5 1,25 2, ,2,3,6,7,8-HxCDF 0,5 1,25 2, ,2,3,7,8,9-HxCDF 0,5 1,25 2, ,3,4,6,7,8-HxCDF 0,5 1,25 2, ,2,3,4,6,7,8-HpCDD 0,5 1,25 2, ,2,3,4,6,7,8-HpCDF 0,5 1,25 2, ,2,3,4,7,8,9-HpCDF 0,5 1,25 2, OCDD 1,0 2,5 5, OCDF 1,0 2,5 5, La detección en el HRGC-HRMS se realiza en modo SIR (Selected Ion Recording), para que de todos lo iones originados en la cámara de ionización solo se registren los que posean las masas que interesan. La columna DB-5 MS utilizada en el cromatógrafo separa los diferentes congéneres según su grado de cloración, es decir, primero se eluyen los tretraclorodibenzo-pdionxinas y tetraclorodibenzofuranos, a continuación los pentaclorados, etc. y así hasta los octaclorados. Las masas que se monitorizan son las correspondientes al ión principal (M1) como al ión secundario (M2) de cada uno de los isómeros, para aumentar de esta forma la sensibilidad de la detección del isómero. Además, la relación de intensidades (relación isotópica) entre las señales de ambos iones es un valor constante para todos los congéneres de igual número de cloros, lo que sirve como criterio para asegurar la identificación del isómero. En la Tablas III.15. y III.16. se muestran las masas que se deben de monitorizar, así como la relación isotópica que deben de cumplir cada uno de los isómeros marcados y nativos, respectivamente: 82

99 III. Procedimiento Experimental Tabla III. 15. Masas características y relación isotópica para los isómeros marcados Compuesto Masa M1 Masa M2 Relación isotópica (M1/M2) 13 C-2378-TCDF 315, ,9389 0,77 13 C PeCDF 351,9 353,897 1,55 13 C PeCDF 351,9 353,897 1,55 13 C HxCDF 383, ,861 0,51 13 C HxCDF 383, ,861 0,51 13 C HxCDF 383, ,861 0,51 13 C HxCDF 383, ,861 0,51 13 C HpCDF 417, ,822 0,44 13 C HpCDF 417, ,822 0,44 13 C-1234-TCDD 331, ,9339 0,77 13 C-2378-TCDD 331, ,9339 0,77 13 C PeCDD 367, ,8919 1,55 13 C HxCDD 401, ,8529 1,24 13 C HxCDD 401, ,8529 1,24 13 C HxCDD 401, ,8529 1,24 13 C HpCDD 435, ,814 1,04 13 C-OCDD 469, ,775 0,89 Tabla III. 16. Masas características y relación isotópica para los isómeros nativos. Compuesto Masa M1 Masa M2 Relación isotópica (M1/M2) 2,3,7,8-TCDF 303, ,8987 0,77 1,2,3,7,8-PeCDF 339,86 341,8567 1,55 2,3,4,7,8-PeCDF 339,86 341,8567 1,55 1,2,3,4,7,8-HxCDF 373, ,8178 1,24 1,2,3,6,7,8-HxCDF 373, ,8178 1,24 1,2,3,7,8,9-HxCDF 373, ,8178 1,24 2,3,4,6,7,8-HxCDF 373, ,8178 1,24 1,2,3,4,6,7,8-HpCDF 407, ,7789 1,04 1,2,3,4,7,8,9-HpCDF 407, ,7789 1,04 OCDF 441, ,7398 0,89 2,3,7,8-TCDD 319, ,8936 0,77 1,2,3,7,8-PeCDD 355, ,8516 1,55 1,2,3,4,7,8-HxCDD 389, ,8127 1,24 1,2,3,6,7,8-HxCDD 389, ,8127 1,24 1,2,3,7,8,9-HxCDD 389, ,8127 1,24 1,2,3,4,6,7,8-HpCDD 423, ,7737 1,04 OCDD 457, ,7348 0,89 83

100 III. Procedimiento Experimental La identificación y cuantificación de las muestras se llevó a cabo de forma automática mediante el programa de software Quanlynx versión 4.0 instalado en el equipo de HRGC/HRMS. Este programa realiza la identificación e integración de los picos cromatográficos, calculando la recuperación de los distintos isómeros marcados con 13 C y el límite de detección (LOD), entre otros parámetros. 84

101 IV. RESULTADOS

102

103 IV. Resultados IV. RESULTADOS A continuación se van a mostrar los resultados obtenidos en los análisis de las cinco muestras que se han procesado y que han sido: - BLANCO: Se deben realizar los análisis de blancos de control con el objetivo de comprobar que el material y los disolventes empleados en el análisis no contienen dioxinas y furanos. Para tener un blanco, en el primer paso de extracción sólido-líquido, la celda empleada del equipo ASE 100 Dionex, se rellenó únicamente con Na 2 SO 4. - Dewar sin PCP inicial: Corresponde a la muestra inicial del Dewar sin PCP. Por lo que la muestra es una mezcla de lodo, paja y serrín. - Dewar sin PCP final: Se analiza el compost obtenido en el Dewar sin PCP. - Dewar con PCP inicial: Está compuesta por una muestra extraída del Dewar con PCP, al que se le ha adicionado pentaclorofenol, antes del proceso de compostaje. - Dewar con PCP final: Se analiza el compost formado en el Dewar con PCP tras el proceso de compostaje. Lo primero que se va analizar son las cantidades obtenidas de cada congéner, tanto de los nativos, presentes en la muestra, como de los marcados introducidos con el patrón interno adicionado al principio del análisis. Estas masas son las obtenidas gracias al calibrado previo que se ha realizado en el espectrómetro de masas. También se ha comprobado la recuperación que se ha logrado en cada una de las muestras y para los 17 congéneres marcados introducidos en el patrón interno, para poder determinar si el proceso se ha desarrollado de la forma correcta o, por el contrario, han habido muchas perdidas en alguna de las etapas del proceso. Y por último, se ha examinado el límite de detección de cada analito (LOD Limit Of Detection) para comprobar si los valores obtenidos de masas de cada analito son fiables. Estos primeros datos se muestran en las tablas siguientes: 87

104 MARCADOS NATIVOS IV. Resultados Tabla IV. 1. Resultados obtenidos para el análisis del Blanco Congéneres Masa (pg) %Recuperación LOD 2378-TCDF 2,2 5, PeCDF 2 0, PeCDF 2,5 0, HxCDF 3,5 0, HxCDF 3,7 0, HxCDF 4 0, HxCDF 1,8 0, HpCDF 7,4 0, HpCDF 4,6 0,5 OCDF 0,0* 1, TCDD 1,2 0, PeCDD 4,6 0, HxCDD 2,9 1, HxCDD 5,8 1, HxCDD 3,8 1, HpCDD 13,9 0,5 OCDD 22 1,8 13C-2378-TCDF 756,5 75,6 0,4 13C PeCDF 828,3 82,8 0,4 13C PeCDF 884,6 88,5 0,4 13C HxCDF ,3 0,9 13C HxCDF 722,2 72,2 0,8 13C HxCDF 744,3 74,4 0,9 13C HxCDF ,5 1,0 13C HpCDF 699,3 69,9 0,7 13C HpCDF 713,9 71,4 0,8 13C-2378-TCDD ,8 13C PeCDD ,5 0,5 13C HxCDD 826,8 82,7 1,2 13C HxCDD ,1 13C HpCDD 774,4 77,4 0,7 13C-OCDD 1451,5 72,6 0,8 * Menor de 0,1 Como se observa en la tabla IV.1., donde se presentan los resultados de la muestra Blanco, las recuperaciones obtenidas han sido muy buenas, con un valor promedio de 81%. Por otro lado, los valores de LOD son muy inferiores a los valores de las masas obtenidas, excepto para la 2378-TCDF, lo que demuestra que los resultados obtenidos son fiables. En la Tabla IV.2. se muestran los resultados de la mezcla de lodo, paja y serrín empleadas en el compostaje sin adición de PCP. 88

105 MARCADOS NATIVOS IV. Resultados En primer lugar se debe precisar, que las cantidades obtenidas para los congéneres nativos TCDFs, PCDFs y HxCDFs, eran de un orden de 10 veces mayores a las obtenidas en el análisis de las otras muestras, lo que hace pensar que esta muestra se contaminó y esta contaminación afectó a estos isómeros haciendo aumentar su proporción en la mezcla. Por lo tanto, no se van a considerar estas cantidades a la hora de analizar la toxicidad de la muestra. Tabla IV. 2. Resultados obtenidos para el análisis de la muestra del Dewar sin PCP inicial. Congéneres Masa (pg) %Recuperación LOD 2378-TCDF - 29, PeCDF - 0, PeCDF - 0, HxCDF - 1, HxCDF - 1, HxCDF - 1, HxCDF - 1, HpCDF 167,6 14, HpCDF 16,0* 19,5 OCDF 461,3 1, TCDD 1,7 0, PeCDD 9,4 1, HxCDD 5,2 1, HxCDD 15,8 1, HxCDD 6,7 1, HpCDD 115,4 31,9 OCDD 660,1 1,2 13C-2378-TCDF 745,6 74,6 4,5 13C PeCDF 580,2 58 0,5 13C PeCDF 600,4 60 0,6 13C HxCDF 556,1 55,6 1,7 13C HxCDF 542,9 54,3 1,6 13C HxCDF 569,6 57 1,7 13C HxCDF 654,4 65,4 2,0 13C HpCDF 584,6 58,5 8,0 13C HpCDF 653,8 65,4 9,6 13C-2378-TCDD 778,5 77,8 0,9 13C PeCDD 684,6 68,5 0,8 13C HxCDD 649,6 65 1,4 13C HxCDD ,3 1,3 13C HpCDD 701,6 70,2 1,8 13C-OCDD ,1 2,1 * En el caso de tener una masa inferior al LOD, se tomará como masa el valor del LOD, en este caso 19,5 89

106 MARCADOS NATIVOS IV. Resultados De nuevo las recuperaciones obtenidas son bastante buenas, exceptuando la del 13 C-OCDD que presenta una recuperación de 36,1%, que sin embargo, está dentro del intervalo que el método de la EPA 1613 establece como límites para este compuesto (17-127%). En este caso los LODs obtenidos son, por lo general, muy inferiores a los valores de las masas determinadas en cada compuesto. En la Tabla IV.3. se muestran los resultados de la muestra del Dewar sin PCP después del compostaje que presentan una recuperación promedio del 82%, muy buena, y en este caso no hay ningún valor que sea preocupante ya que todos están por encima de 50%. También los valores de LODs son muy bajos, lo que da fiabilidad a los resultados obtenidos. Tabla IV. 3. Resultados obtenidos para el análisis de la muestra del Dewar sin PCP final. Congéneres Masa (pg) %Recuperación LOD 2378-TCDF 4,0 0, PeCDF 3,9 0, PeCDF 5,2 0, HxCDF 7,4 0, HxCDF 8,2 0, HxCDF 7,7 0, HxCDF 5,0 0, HpCDF 69,8 0, HpCDF 7,0 0,9 OCDF 341,8 0, TCDD 1,4 0, PeCDD 7,3 1, HxCDD 4,3 0, HxCDD 12,2 0, HxCDD 6,4 0, HpCDD 130,3 0,9 OCDD 1065,6 0,7 13C-2378-TCDF 921,6 92,2 0,5 13C PeCDF 789,7 79,0 4,1 13C PeCDF 812,3 81,2 4,3 13C HxCDF 742,4 74,2 0,9 13C HxCDF 730,3 73,0 0,9 13C HxCDF 743,1 74,3 0,9 13C HxCDF 834,6 83,5 1,0 13C HpCDF 706,3 70,6 0,7 13C HpCDF 751,6 75,2 0,8 13C-2378-TCDD 929,9 93,0 1,0 13C PeCDD 879,4 87,9 0,9 13C HxCDD 864,0 86,4 1,4 13C HxCDD 825,4 82,5 1,3 13C HpCDD 810,9 81,1 1,1 13C-OCDD 1168,8 58,4 1,0 90

107 MARCADOS NATIVOS IV. Resultados Si se comparan las masas obtenidas en esta muestra respecto a las obtenidas en la muestra del Dewar sin PCP inicial, antes del compostaje, se observa que no existen grandes diferencias, exceptuando la cantidad de OCDD que parece aumentar. Más adelante, se realizará esta comprobación calculando la concentración de cada isómero en la muestra. En la Tabla IV.4. se muestran los resultados obtenidos en el análisis de la mezcla de lodo, paja, serrín y pentaclorofenol antes del proceso de compostaje. Se puede comprobar como las recuperaciones obtenidas de nuevo son elevadas y que los LODs muy bajos. También se ve un aumento considerable de la cantidad de HpCDD, OCDD y OCDF respecto de la muestra del Blanco. Tabla IV. 4. Resultados obtenidos para el análisis de la muestra del Dewar con PCP inicial. Congéneres Masa (pg) %Recuperación LOD 2378-TCDF 3,8 0, PeCDF 3,3 0, PeCDF 4,5 0, HxCDF 8,1 0, HxCDF 6,2 0, HxCDF 7,9 1, HxCDF 5,3 1, HpCDF 74,5 3, HpCDF 17,6 4,7 OCDF 546,0 0, TCDD 1,8 0, PeCDD 6,4 1, HxCDD 6,0 1, HxCDD 11,4 1, HxCDD 5,4 1, HpCDD 161,9 3,0 OCDD 2637,0 1,8 13C-2378-TCDF 821,7 82,2 0,8 13C PeCDF 667,9 66,8 8,6 13C PeCDF 688,0 68,8 9,0 13C HxCDF 633,6 63,4 1,3 13C HxCDF 617,2 61,7 1,2 13C HxCDF 638,7 63,9 1,3 13C HxCDF 721,8 72,2 1,5 13C HpCDF 600,7 60,1 0,8 13C HpCDF 654,1 65,4 0,9 13C-2378-TCDD 840,0 84,0 1,0 13C PeCDD 758,9 75,9 1,1 13C HxCDD 744,2 74,4 1,9 13C HxCDD 727,5 72,8 1,7 13C HpCDD 700,7 70,1 22,3 13C-OCDD 726,6 36,3 14,8 91

108 MARCADOS NATIVOS IV. Resultados Por ultimo, los resultados obtenidos al analizar el compost formado en el Dewar con PCP se han mostrado en la Tabla IV.5. En este caso las recuperaciones también son muy buenas, no hay ninguna por debajo del 50% y los LODs son valores pequeños comparados con las masas medidas, lo que hace que los valores obtenidos sean fiables. Tabla IV. 5. Resultados obtenidos para el análisis de la muestra de Dewar con PCP final. Congéneres Masa (pg) %Recuperación LOD 2378-TCDF 3,2 0, PeCDF 2,7 0, PeCDF 3,7 0, HxCDF 5,9 0, HxCDF 4,7 0, HxCDF 5,5 0, HxCDF 2,8 0, HpCDF 65,3 0, HpCDF 12,7 0,9 OCDF 306,0 0, TCDD 1,0 0, PeCDD 6,0 0, HxCDD 4,3 0, HxCDD 10,6 0, HxCDD 4,0 0, HpCDD 177,8 1,4 OCDD 3963,4 0,8 13C-2378-TCDF 836,6 83,7 0,7 13C PeCDF 618,2 61,8 0,4 13C PeCDF 743,0 74,3 0,4 13C HxCDF 694,6 69,5 7,6 13C HxCDF 668,2 66,8 7,0 13C HxCDF 703,0 70,3 7,5 13C HxCDF 760,4 76,0 8,6 13C HpCDF 632,1 63,2 0,6 13C HpCDF 668,9 66,9 0,7 13C-2378-TCDD 829,9 83,0 1,2 13C PeCDD 814,3 81,4 0,8 13C HxCDD 793,2 79,3 1,1 13C HxCDD 765,3 76,5 1,0 13C HpCDD 717,1 71,7 9,6 13C-OCDD 1069,9 53,5 0,8 92

109 IV. Resultados Al comparar las cantidades obtenidas en la muestra del Dewar con PCP inicial, con las obtenidas en el análisis de la muestra Dewar con PCP final, se comprueba que tras el compostaje aumenta el isómero OCDD. De nuevo la evaluación de este posible aumento se realizará a continuación cuando se obtengan las concentraciones de cada uno de los congéneres en las muestras analizadas Hasta ahora se han comparado las masas de los distintos congéneres obtenidas directamente del espectrómetro de masa, pero esta no es una buena comparación ya que para unificar las muestras, se debe obtener la concentración (no la cantidad) de cada isómero, referida a los gramos de masa seca que se han pesado de cada una de las 4 muestras. Para ello en la Tabla IV.6. se muestra la cantidad de muestra pesada en cada caso, la humedad de la misma y la cantidad de masa seca que representaría. Tabla IV. 6. Masas y humedades de cada muestra analizada Muestra Masa húmeda (g) Humedad (%) Masa seca (g) Dewar sin PCP inicial 10, ,10% 4,6895 Dewar sin PCP final 10, ,76% 4,4609 Dewar con PCP inicial 10, ,42% 4,1726 Dewar con PCP final 9, ,79% 3,3146 Como se puede comprobar en la Tabla IV.6. en ambos Dewar la humedad inicial y final están dentro del rango optimo para el proceso de compostaje (55-65%). Una vez que se conoce la masa seca de cada muestra, para poder obtener la concentración de los distintos congéneres en cada muestra, se realiza el siguiente cálculo, en el que se ha cogido como ejemplo el congéner OCDD de la muestra del Dewar sin PCP inicial: Los resultados obtenidos para los 17 congéneres tóxicos se muestran en la Tabla IV.7.: 93

110 IV. Resultados Tabla IV. 7. Concentraciones de PCDD/Fs en las muestras obtenidas durante el compostaje en laboratorio. Congéner Dewar sin PCP inicial Concentración (pg/g m. s.) Dewar sin Dewar con PCP final PCP inicial Dewar con PCP final 2378-TCDF - 0,4 0,4 0, PeCDF - 0,4 0,3 0, PeCDF - 0,6 0,5 0, HxCDF - 0,9 1,1 0, HxCDF - 1,0 0,6 0, HxCDF - 0,8 0,9 0, HxCDF - 0,7 0,8 0, HpCDF 34,2 14,0 16,1 17, HpCDF 3,2 0,5 3,1 2,4 OCDF 98,4 76,6 130,9 92, TCDD 0,1 0,0 0,1 0,0* PeCDD 1,0 0,6 0,4 0, HxCDD 0,5 0,3 0,7 0, HxCDD 2,1 1,4 1,3 1, HxCDD 0,6 0,6 0,4 0, HpCDD 21,6 26,1 35,5 49,4 OCDD 136,1 233,9 626,7 1189,1 Total PCDD TOTAL * Menor de 0,1 Observando la Tabla IV.7 se puede comprobar que existe una gran diferencia en la concentración del OCDD en las muestras iniciales. Mientras que la muestra del Dewar sin PCP inicial tiene 136,1 pg/g m. s. de OCDD, la muestra del Dewar con PCP inicial presenta 626,7 pg/g m. s. de este congéner, lo que supone una variación de la concentración del 78%. El posible motivo de esta gran diferencia en la concentración del isómero OCDD, el más clorado de las dioxinas posible, es la adición del precursor de dioxinas en el Dewar con PCP. Dentro de los clorofenoles que actúan como precursores para la formación de dioxinas, se ha seleccionado el pentaclorofenol (PCP) que, puesto que es un compuesto que no es puro, como parte de estas impurezas presenta OCDD. Presumiblemente, al introducirle a la mezcla de materiales espesantes y lodo el PCP, se está introduciendo directamente dioxinas, más concretamente el congéner OCDD, que como ya se ha comentado es uno de los más clorados, pero que también es el que menor peligro presenta al tener los valores más bajo en los índices I-TEF y WHO-TEF, como se verá a continuación. Durante el compostaje del Dewar sin PCP los PCDFs que se han analizado parecen no aumentar de forma significativa, incluso se podía decir que hay una ligera disminución de la concentración de estos congéneres en la muestra. Sin embargo, las PCDDs parecen mantenerse constantes, exceptuando la OCDD que sufre un aumento de la concentración en la muestra del 41%. 94

111 IV. Resultados Aunque en la muestra inicial del Dewar sin PCP, se han descartado los furanos menos clorados, se puede hacer una comparación del valor total de la concentración de PCDD/Fs en las muestras inicial y final, ya que los furanos no considerados contribuyen en menor medida a la cantidad total de dioxinas y furanos. Analizando la concentración total de PCDD/Fs, se observa que el aumento no es muy elevado, ya que supone un aumento de la concentración total del 17%, y que es consecuencia del aumento del OCDD, como ya se ha comentado anteriormente. De la misma forma, analizando los resultados obtenidos de la muestras extraídas del Dewar con PCP, se comprueba que desde el tetra- hasta los heptafuranos, las concentraciones parece que se mantienen constates, sin embargo, el OCDF presenta un ligero descenso tras el compostaje. En lo que respecta a las dioxinas, de nuevo las menos cloradas (desde la tetra- hasta la hexadioxina) mantienen una concentración constate, mientas la hepta-, y sobretodo, la octadioxina sí presenta un aumento de la concentración en la muestra durante el proceso de compostaje. De hecho, el aumento de la concentración que sufre este isómero durante la transformación biológica es del 47%. En la Tabla IV.7. se comprueba que el congéner mayoritario en todas las muestras es el OCDD, siendo el segundo más importante el OCDF. Respecto a la evolución de estos dentro de una misma muestra se confirma que durante el proceso de compostaje el congéner OCDD aumenta su concentración entre un 40% y un 50%, mientras que por su parte el OCDF parece desaparecer durante esta transformación, como ya se ha comentado. En las cuatro muestras, se observa que existen cuatro congéneres que predominan sobre los demás siendo estos el 1,2,3,4,6,7,8-HpCDF, el OCDF, el 1,2,3,4,6,7,8-HpCDD y OCDD. Para poder comprobar la evolución de estos compuestos se ha realizado un gráfico de barras que se muestra en la Figura IV.1. donde se representan los las concentraciones de cada uno de estos cuatro congéneres en las muestras analizadas para poder comprobar como varía los perfiles de los congéneres más importantes durante el proceso de compostaje. 95

112 Concentración (pg/g m. s.) IV. Resultados Dewar con PCP final Dewar con PCP final Dewar sin PCP final Dewar sin PCP inicial Figura IV. 1. Concentraciones de los congéneres más abundantes en las muestras analizadas. Analizando la figura anterior se comprueba que el 1,2,3,4,6,7,8-HpCDF no varía de forma considerable su concentración durante el proceso de compostaje en la muestra con PCP y sufre ligero descenso de la concentración presente en la muestra sin PCP. La concentración de la 1,2,3,4,6,7,8-HpCDD permanece constante durante el proceso de compostaje del Dewar sin PCP y sufre un ligero aumento en la muestra del Dewar con PCP. Por otro lado, el OCDF sí presenta una mayor variación en su concentración durante el compostaje en ambos Dewar, disminuyendo su concentración en los dos casos. Por último, la evolución del congéner OCDD, es ascendente en ambos Dewar; es decir, durante el proceso de compostaje hay un aumento de la concentración de este congéner, como ya se había podido observar en la tabla IV.7. Analizando lo que ocurre con el OCDD, se puede pensar que durante el proceso de compostaje aumenta la concentración del compuesto porque se da la formación enzimática del mismo. Sin embargo, llama la atención la variación tan pequeña de la concentración de este congéner; ya que lo que se ha visto en distintos estudios es que se dé un aumento muy acentuado de las concentraciones de las dioxinas y furanos más clorados, pero sobretodo de 1,2,3,4,6,7,8-HpCDD y del OCDD en las muestras finales respecto a las iniciales y esto no sucede, como se ha podido comprobar en la Tabla IV.7. Existe un aumento en la concentración de los PCDDs más clorados, como ya se ha comentado, pero la concentración final en ningún caso llega a ser mucho mayor que la concentración inicial. Distintos autores (Gomez-Rico (2008), Muñoz et al (2010)) han estudiado la formaciones de PCCD/Fs a lo largo del proceso de compostaje en los que se han logrado obtener diferencias de concentración de OCDD de unos

113 IV. Resultados ng/kg masa seca. Por lo tanto, una variación de 500 ng/kg masa seca puede hacer pensar que el aumento no es debido al proceso de compostaje si no al efecto de la concentración de la muestra. Algunos autores han indicado que el aumento de la concentración de los congéneres más clorados era consecuencia de la concentración de la muestra, ya que cuando se produce la descomposición de la materia orgánica, se produce una disminución del volumen del compost respecto al lodo inicial; por lo tanto, si durante el proceso de compostaje no se han formado PCDD/Fs, las concentraciones de estos congéneres en el compost serán superiores a las obtenidas en la mezcla inicial. Esta hipótesis, podría explicar el aumento de la concentración obtenido en el OCDD, sin embargo, esta disminución del volumen afectaría a todos los congéneres de igual forma, lo que supondría un aumento de la concentración de todos los isómeros y, por lo tanto, no se deberían de modificar los perfiles de los congéneres. Como esto no es lo que ha sucedido en este estudio, se descarta el efecto de la concentración de la muestra como posible causa para la explicación del aumento de la concentración tras el compostaje del congéner OCDD. Respecto al efecto del pentaclorofenol como precursor distintos autores (Malloy et al (1993) y Öberg et al. (1992)) han observado que cuanto mayores eran los niveles de pentaclorofenol (PCP) en los materiales iniciales a compostar, existía una mayor formación de PCDD/Fs durante el proceso de compostaje, especialmente de HpCDDs y OCDD. En este caso, el mayor aumento se ha producido en la OCDD lo que concuerda con el resultado obtenido en el estudio realizado por Wittsiepe et al (1999) que empleaba el PCP como precursor de la formación de PCDD/Fs en experimentos in vitro. Hasta ahora solo se han evaluado los resultados desde el punto de vista cuantitativo, pero a continuación se va a pasar a analizar la toxicidad asociada a cada una de las cuatro muestras analizadas. Para ello, se va a realizar el cálculo de los niveles totales de toxicidad respecto a los distintos factores de toxicidad existentes como son, el WHO-TEQ 2005, que son valores establecidos por la Organización Mundial de la Salud, y el I-TEQ 1998, que son valores internacionales que están siendo sustituidos cada vez más por los anteriores. Para el cálculo de la toxicidad total se han empleado los factores individuales asociados a cada congéner de los dos criterios anteriores, que se mostraron en la tabla I.7. El cálculo del nivel total de toxicidad se ha obtenido multiplicando los factores individuales de cada congéner por su concentración y sumando los resultados obtenidos. Como se puede ver en la Tabla IV.8., donde se muestra los resultados de la multiplicación de los factores individuales por la concentración de cada congéner, se ha obtenido por separado la toxicidad total de la dioxinas y de los furanos, siendo la suma de estos dos factores, el nivel de toxicidad total de las muestras. 97

114 IV. Resultados Tabla IV. 8. Concentración de PCDD/Fs para todas las muestras en ng I-TEQ/kg masa seca y en ng WHO-TEQ/kg masa seca Congéner WHO-TEF 2005 ng WHO-TEQ 2005/kg muestra seca Dewar sin CPC inicial Dewar sin CPC final Dewar con CPC inicial Dewar con CPC final I-TEF 1998 Dewar sin CPC inicial ng I-TEQ 1998/kg muestra seca Dewar sin CPC final Dewar con CPC inicial Dewar con CPC final 2,3,7,8-TCDF 0,1-0,0 0,0 0,0 0,1-0,0 0,0 0,0 1,2,3,7,8-PeCDF 0,03-0,0 0,0 0,0 0,05-0,0 0,0 0,0 2,3,4,7,8-PeCDF 0,3-0,2 0,1 0,1 0,5-0,3 0,2 0,2 1,2,3,4,7,8-HxCDF 0,1-0,1 0,1 0,1 0,1-0,1 0,1 0,1 1,2,3,6,7,8-HxCDF 0,1-0,1 0,1 0,0 0,1-0,1 0,1 0,0 2,3,4,6,7,8-HxCDF 0,1-0,1 0,1 0,0 0,1-0,1 0,1 0,0 1,2,3,7,8,9-HxCDF 0,1-0,1 0,1 0,0 0,1-0,1 0,1 0,0 1,2,3,4,6,7,8-HpCDF 0,01 0,3 0,1 0,2 0,2 0,01 0,3 0,1 0,2 0,2 1,2,3,4,7,8,9-HpCDF 0,01 0,0 0,0 0,0 0,0 0,01 0,0 0,0 0,0 0,0 OCDF 0,0003 0,0 0,0 0,0 0,0 0,001 0,1 0,1 0,1 0,1 2,3,7,8-TCDD 1 0,1 0,0 0,1 0,0 1 0,1 0,0 0,1 0,0 1,2,3,7,8-PeCDD 1 1,0 0,6 0,4 0,4 0,5 0,5 0,3 0,2 0,2 1,2,3,4,7,8-HxCDD 0,1 0,0 0,0 0,1 0,0 0,1 0,0 0,0 0,1 0,0 1,2,3,6,7,8-HxCDD 0,1 0,2 0,1 0,1 0,1 0,1 0,2 0,1 0,1 0,1 1,2,3,7,8,9-HxCDD 0,1 0,1 0,1 0,0 0,0 0,1 0,1 0,1 0,0 0,0 1,2,3,4,6,7,8-HpCDD 0,01 0,2 0,3 0,4 0,5 0,01 0,2 0,3 0,4 0,5 OCDD 0,0003 0,0 0,1 0,2 0,4 0,001 0,1 0,2 0,6 1,2 Suma PCDF 0,4 0,7 0,8 0,5 0,5 0,9 1,0 0,7 Suma PCDD 1,7 1,2 1,4 1,5 1,3 1,1 1,6 2,1 SUMA PCDD/Fs 2,1 2,0 2,1 2,0 1,8 2,0 2,6 2,8 98

115 IV. Resultados Cabe destacar que los niveles de toxicidad totales obtenidos en todos los casos son muy inferiores al límite propuesto por la UE (2000) que es de 100 ng/kg materia seca. Esto es debido a que aquellos congéneres que están en una concentración mayor en las muestras, los más clorados, son a su vez los que menores índices de toxicidad individual presentan, siendo menores para el criterio de WHO-TEQ que para I-TEQ. Sin embargo, aquellos congéneres más tóxicos como son el 1,2,3,7,8-PeCDD y 2,3,7,8-TCDD, en todas las muestras están en concentraciones muy bajas y prácticamente no modifican el nivel de toxicidad. Analizando los límites obtenidos en las distintas muestras, se observa que no ha habido ningún incremento en los niveles de PCDD/Fs, durante el proceso de compostaje, ni en la muestra del Dewar sin PCP ni en la muestra del Dewar con PCP. Este hecho está en concordancia con lo indicado anteriormente, ya que el uso del PCP como precursor generó un aumento de la OCDD, que se caracteriza por tener el índice de toxicidad más bajo. Aparte de obtener un valor muy por debajo del límite propuesto por la UE (2000), los niveles de toxicidad de todas las muestras han sido muy inferiores a los obtenidos por este mismo grupo de investigación en otros proyectos en los que también han trabajado con el lodo de depuradora procedente de la EDAR de Aspe. Gómez-Rico et al. (2008) determinaron el nivel de toxicidad en I-TEQ de un lodo procedente de la EDAR de Aspe, al que someterían a pirólisis y combustión para estudiar los compuestos emitidos durante estos procesos, y obtuvieron un nivel de toxicidad total del lodo de 8,1 ng I-TEQ/kg masa seca, lo que representa un valor casi 4 veces superior a los niveles de toxicidad obtenidos en las muestras iniciales del Dewar con PCP y del Dewar sin PCP. A pesar de que en nuestro caso la mezcla inicial también tenía materiales vegetales, como el serrín, o incluso precursores de dioxinas como el PCP. Muñoz et al. (2010) analizaron el contenidos en PCDD/Fs de muestras tomadas a lo largo del túnel de compostaje del que dispone la EDAR de Aspe, y se obtuvieron valores comprendidos entre 69,5-6,8 ng I-TEQ/kg masa seca. La explicación posible a esta gran variedad de resultados está en la composición del lodo que emplea la planta de compostaje de Aspe como materia prima ya que, no solamente emplea el fango procedente de la EDAR de Aspe, si no que también recibe lodos de las plantas depuradoras cercanas, por lo tanto, la procedencia de estos lodos puede afectar al contenido de PCDD/Fs tanto del lodo inicial como del compost final. Por otro lado, las muestras analizadas por Gómez-Rico et al. (2008) y Muñoz et al. (2010) procedían de plantas de compostaje, donde las condiciones del compostaje podrían ser distintas a las adoptadas en este proyecto. En este estudio el proceso de compostaje se ha llevado a cabo en el laboratorio empleando el montaje explicado en el apartado de Procedimiento Experimental, que permitía un control muy estricto de la aireación de la muestra para asegurarse de no tener zonas anaerobias dentro de los Dewar. Sin 99

116 IV. Resultados embargo, en las plantas de compostaje que trabajan con grades pilas, este control es mucho más complicado, lo que hace que sí se den zonas anaerobias. Por lo tanto, esto viene a ratificar lo que establecen algunos autores, que en condiciones semi-anaerobias y con temperaturas de 60-70ºC se ve favorecida la formación de PCDD/Fs (Hamann et al. (1997), Weber et al. (1992)) 100

117 V. CONCLUSIONES

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119 V. Conclusiones V. CONCLUSIONES El presente trabajo se enmarca en un nivel de conocimiento incierto sobre la importancia de generación de dioxinas/furanos en el compostaje de residuos orgánicos. Referente al compostaje de lodos de depuradora con serrín y paja como materiales espesantes, existen datos de muestras con niveles de toxicidad superiores o próximos a 100 pg TEQ/g m.s., y otras con valores bajos (por debajo de 20 pg TEQ/g m.s.), que provienen de la misma planta de compostaje; y donde de los congéneres HpCDD y OCDD son los más abundantes. Existe constancia de la generación de dioxinas por la acción de enzimas a partir de PCP, siendo mayor la formación en condiciones anaerobias o semianaerobias. Solamente se ha localizado un trabajo sobre la incidencia de la formación de dioxinas en el proceso de compostaje de residuos de jardinería, donde se ha adicionado PCP y donde se observó una formación considerable de dioxinas. Se trata de estudiar esta posible formación para intentar evitarla, y que no desmerezca la calificación del compost como un producto ecológico de indudable interés y beneficiosas aplicaciones. A la vista de los resultados obtenidos en este trabajo, se pueden extraer las conclusiones siguientes: Durante el compostaje llevado a cabo en el laboratorio se produjo un aumento de las concentraciones de una de las PCDDs más cloradas como es la OCDD en ambas muestras. En la muestra que no contenía ningún precursor el aumento de la concentración sufrida por la OCDD era del 40%, mientras que en la muestra con PCP el aumento fue algo mayor, del 47%. En términos absolutos el aumento fue de 562 pg/g m.s. en el compostaje con PCP y de 98 pg/g m.s. sin PCP. A pesar del aumento de la concentración del OCDD, no se ha observado ningún incremento notable de los niveles de toxicidad de PCDD/Fs durante el proceso de compostaje, debido al valor pequeño del factor de toxicidad del OCDD. Los aumentos de concentración de OCDD obtenidos fueron relativamente bajos, comparados los con los alcanzados en otros estudios, y pudieron deberse a las condiciones en las que se llevó a cabo el compostaje. Las condiciones aerobias adoptadas en los Dewar podrían ser las responsables de la escasa formación de PCDD/Fs incluso con la presencia de un precursor como PCP. Los valores de lo niveles de toxicidad en los compost obtenidos tras el proceso de compostaje en ambos Dewar son muy inferiores al límite propuesto por la UE (2000) para el uso de biosólidos en la agricultura. Por ello, es importante que en el futuro en las plantas de compostaje, 103

120 V. Conclusiones donde incidentalmente salían muestras con niveles de formación elevadas de dioxinas, se centren en intentar mejorar las condiciones de aireación de las pilas para limitar la posible formación de PCDD/Fs. 104

121 VI. BIBLIOGRAFÍA