Digestion anaeróbica mesofílica de la fracción orgánica de residuos sólidos domiciliarios. Reactor de alimentación semicontínua

En la ciudad de Buenos Aires (Argentina) se generan por día aproximadamente entre 3200 a 3700 tn de residuos sólidos domiciliarios, donde los desechos alimenticios son el principal componente del flujo de los residuos, representando 40,1%
del total (FIUBA y CEAMSE, 2010).

Los desechos alimenticios y los restos de vegetales y frutas poseen una alta biodegradabilidad y pueden ser aprovechados energéticamente (Bouallagui et al., 2005). La fracción orgánica de los residuos sólidos domiciliarios (FORSD) ha sido reconocida como una fuente valorizada que puede ser convertida en productos reutilizables, mediante transformaciones dirigidas por microorganismos (Lesteur et al., 2010; Yu y Huang, 2009). La digestión anaeróbica es una tecnología prometedora para el tratamiento de estos residuos debido a que produce energía renovable, mediante la generación de CH4, y un efluente valorizado como acondicionador del suelo o biofertilizante (Garfi et al., 2011; Cantrell et al., 2008; Bonmati et al., 2001; Angelidaki y Ahing, 2000). Esta tecnología puede ser aplicada para un extenso rango de residuos, incluyendo los domiciliarios, los industriales, los agroindustriales, los ganaderos y de la agricultura (Bruni et al., 2010; Fernández et al., 2010; Fantozzi y Buratti, 2009; Chae et al., 2008; Lindorfer et al., 2008; Ward et al., 2008; Gallert et al., 2003).

La digestión anaeróbica representa una oportunidad para minimizar los conflictos ambientales que acarrea la disposición inadecuada de los residuos. Los rellenos sanitarios son la fuente antropogénica mas importante de la generación de CH4, donde, generalmente, el gas se ventea a la atmósfera (Cruz y Plaza, 2004). La FORSD tratada anaeróbicamente, permite recolectar y aprovechar el biogás generado, disminuyendo así, la contribución de este gas al efecto invernadero. Además, el aprovechamiento de la FORSD mediante esta tecnología conlleva a una disminución del volumen total de los residuos domiciliarios destinado a los rellenos sanitarios.

Un extenso número de factores, incluyendo el tipo y concentración de sustrato, la temperatura, el pH, la humedad, presencia de tóxicos, la agitación, tipo y diseño del reactor, pueden afectar la performance del proceso de la bioconversión dentro del reactor (Behera et al., 2010; Jeong et al., 2010). Es por ello que, resulta interesante poder contar con una planta piloto a fin de evaluar las diferentes variables involucradas en el tratamiento anaeróbico de los residuos orgánicos.

En los últimos años, se ha desarrollado una gran variedad de diseño de biorreactores para estos residuos (Khalid et al., 2011), en diferentes escalas (plantas pilotos y escala industriales). Desde el año 2007 hasta la fecha, el Laboratorio de Transformación de Residuos, ubicado en el Instituto Nacional de Tecnología Agropecuaria (INTA-Castelar, Argentina) cuenta con un reactor de 14,7 m3. Esta planta piloto nos permitió estudiar el proceso degradativo anaeróbico de dos sustratos diferentes, inicialmente con harina de maiz y salvado (HS) (Bres et al., 2010) y luego con una mezcla de HS y la FORSD (Beily et al., 2010), y caracterizar sus efluentes semilíquidos generados.

El objetivo de este trabajo, fue monitorear la evolución de la producción de biogás y la caracterización del efluente semilíquido, cuando este reactor fue alimentado con la FORSD y restos de frutas y verduras (FV) a una velocidad de carga (VC) constante durante 12 meses.

Generalidades del reactor. Se utilizó un reactor de 14,7 m3 (1,4 x 1,5 x 7 m) con desplazamiento horizontal, tipo flujo a pistón (Gropelli & Giampaoli, 2001), construido en hormigón y ladrillos con un volumen efectivo de trabajo de 12 m3. Posee una cámara de carga para el ingreso del sustrato. El residuo fue triturado previamente mediante una chipeadora modificada para moler residuos húmedos. El efluente generado fue descargado por un caño de PVC de 8’’en una cámara de descarga de 1 m3. Posee un sistema de calefacción interno con losa radiante, conectado a una caldera. El biogás producido en el interior del reactor fue conducido hacia un gasómetro de 5,77 m3 (h=1,32 m; ? = 2,36 m), previa eliminación del vapor de agua con una trampa de agua y del sulfhídrico mediante una trampa compuesta por viruta de hierro oxidada. El volumen generado de biogás fue cuantificado por un caudalímetro (2m3 h-1). El mezclado de la biomasa se realizó con dos agitadores a paletas, en acero inoxidable: un agitador es automático (16 rpm durante 15 min/h), colocado en la primera sección del reactor, próximo a la cámara de carga, y el segundo agitador es manual (5 min, 2 veces/d), ubicado próximo a la cámara de descarga.Además, el efluente proveniente del reactor fue recirculado por 2 h en promedio, a fin de favorecer el agregado del sustrato durante la alimentación y la agitación dentro del reactor.

Alimentación. El reactor fue alimentado diariamente con la FORSD y restos de FV (1:3). Las características de estos sustratos fueron: pH= 5,2 ± 0,6 upH, conductividad eléctrica (CE)= 2,7 ± 0,7 mScm-1, sólidos totales (ST)= 18 ± 7 %, sólidos volátiles (SV)= 82 ± 10 %, carbono orgánico total (COT)= 41 ± 6 %, C/N= 17 y DQOs = 4232 ± 329 mg l-1.La alimentación fue mezclada con agua hasta alcanzar un 12% de ST. El tiempo de retención hidráulico (TRH) fue de 114 días. Se mantuvo la VC aproximadamente constante (1,1 ± 0.3 kg SV m-3.d-1) y la temperatura (T= 35 ± 1ºC) durante 12 meses, para analizar la producción de biogás y el efluente semilíquido generado.

Variables analizadas. Se tomaron muestras de la cámara de descarga una vez por semana y en cada una se determinó: el pH, la CE, los ácidos grasos volátiles (AGV), la alcalinidad parcial (AP), la alcalinidad total (AT), los ST y los SV. Además, se analizó la demanda química de oxígeno total (DQOt), la DQO soluble (DQOs), los sólidos suspendidos totales (SST) y los sólidos suspendidos volátiles (SSV) cada 15 días. Las variables fueron determinadas según métodos estandarizados descriptos en APHA (1992), exceptuando las variables AP, AT y AGV, que fueron determinadas según la metodología descripta por Jenkins et al. (1992).Además, se calculó el indicador alfa (α= AP/AT) y la relación entre los AGV producidos y la alcalinidad total (AGV/AT).

La producción de biogás fue cuantificada diariamente mediante un caudalímetro, ubicado previo al quemador. Además, se controlaron otros parámetros operativos como la presión interna y el consumo de gas de la caldera. El volumen de biogás generado fue expresado en condiciones normales de presión y temperatura (1 atm, 273K). 

Se realizó un análisis de correlación a través del coeficiente R de Spearman, mediante el programa estadístico Infostat versión 2010, Grupo InfoStat, Córdoba, Argentina (Di Rienzo et al., 2010).

 

Análisis del efluente gaseoso. La variación de la producción de biogás para cada mes y la VC se muestran en la figura 1. 

Figura 1. Evolución del volumen de biogás promedio (Prod. Mensual) y la velocidad de carga (VC) promedio mensual.

La menor producción de biogás fue observada en el primer mes. Esto podría deberse al cambio de alimentación, donde se suspendió la incorporación del sustrato HS, residuo altamente energético. Los meses siguientes mostraron un incremento en la producción de biogás, evidenciando la adaptación de las bacterias a este único sustrato. La producción máxima fue de 49.9 m3 en el tercer mes. La máxima VC aplicada en el segundo mes (VC=1,3kgSV m-3.d-1) podría reflejar la mayor producción observada. Luego, la generación de biogás fue menor durante los últimos 5 meses, observándose además, menores fluctuaciones que durante los primeros meses. La producción de biogás relativamente constante en esta etapa podría estar relacionada con el alcance del estado estacionario y con la mayor estabilidad de la carga aplicada. Si bien en este estudio, se trató de mantener la VC constante durante los 12 meses, esto resultó de difícil implementación, ya que la generación de la FORSD se ve afectada a ciertos factores como estaciones del año, cantidad de personal que asiste al comedor, feriados y fines de semana, entre otros.

La cantidad total de residuo agregado fue de 3,1 tn de SV y el volumen de biogás fue de 351 m3 durante los 12 meses, generándose por lo tanto, 112 l de biogás kgSV-1. Este valor fue menor al observado por otros autores (Liu et al., 2012; Khalid et al., 2011; Gunaseelan, 1997). La eficiencia del proceso anaeróbico es dependiente de la VC aplicada para un determinado sustrato, encontrándose una VC óptima donde se logra la mayor eficiencia (Fernández et al., 2012; Liu et al., 2012). El menor rendimiento de biogás encontrado en nuestro trabajo, podría deberse a que se trabajó con una baja VC. Un mayor rendimiento de biogás podría alcanzarse si se trabajara con VC mayores.

En la tabla 1 se muestra un resumen del rendimiento de biogás generado con los diferentes sustratos. El estudio del funcionamiento del reactor, alimentado diariamente con HS y HS-FORSD, fue descripto en los trabajos de Bres et al. (2010)
y Beily et al. (2010) respectivamente.

 

Tabla 1. Resumen de los datos obtenidos con los diferentes sustratos agregados en el reactor; HS= sustrato harina de maíz y salvado; HS-FORSD= sustrato HS y fracción orgánica de residuos sólidos domiciliarios; FORSD= sustrato fracción orgánica de residuos sólidos domiciliarios; VC= velocidad de carga; m= kg de residuo total agregado durante los meses del ensayo (7 meses para HS, 8 meses para HS-FORSD y 12 meses para FORSD); R= rendimiento de biogás al final del ensayo. 

El rendimiento de biogás con la FORSD fue menor que el obtenido con los otros sustratos.Este efecto podría relacionarse con la naturaleza del residuo y su capacidad energética, mostrando además, que la co-digestión de la FORSD mejora la
generación de biogás. Sin embargo, las diferentes cargas orgánicas con las que se trabajaron juegan un rol importante en el análisis del rendimiento de biogás.

Se calculó el promedio anual de gas natural consumido por la caldera para mantener el reactor en condiciones mesofílicas. El promedio anual fue de 10 ± 7 l d-1, siendo un máximo de consumo de 14,6 l d-1en el mes de junio (estación invernal) y un valor mínimo de 5,1 l d-1 en el mes de enero (estación de verano). Considerando que el reactor generó en promedio 1,5 m3 de biogás d-1, éste valor supera ampliamente la capacidad energética requerida por la caldera.

Análisis del efluente líquido. Las variables analizadas en el efluente líquido durante los 12 meses de alimentación, se muestran en la tabla 2. 

El contenido de ST en la FORSD fue del 18 % y el promedio anual en el efluente de descarga fue del 0,82% de ST, representando un 95,4% de remoción de ST. La baja concentración de ST en el efluente podría relacionarse con la flotación de los barros observada en el interior del reactor. El efluente fue evacuado a través del caño de descarga, ubicado a 30 cm del piso del reactor. El contenido de sólidos en el efluente fue menor que lo que ocurriría en condiciones normales, debido a la
baja sedimentación que se produce en esa zona. Lin et al. (2011) trabajaron con reactores en batch, alimentados con restos de verdulerías y de comida. Ellos obtuvieron valores mayores a los encontrados en este trabajo, encontrándose en un rango comprendido entre 3,3 y 6,5 % de ST, dependiendo de las VC aplicadas.

Los SV se mantuvieron entre un rango de 36-57%, obteniéndose un 47,5 % de remoción con respecto al influente (82% SV). 

Gunaseelan (1997) mostró que los porcentajes de remoción en la digestión anaeróbica de la FORSD oscilan entre 40-70 % de SV, dependiendo esto de las diferentes condiciones de trabajo, como concentración de sustrato, temperatura y diseño del reactor.

Los valores de DQO totales y solubles fueron fluctuantes a lo largo del tiempo, dentro del rango de 1600-3100 mg l-1 y 500- 2000 mg l-1 respectivamente. Este comportamiento es similar al encontrado por Fernández y colaboradores (2012), donde no mostraron un valor constante de DQO soluble a lo largo del tiempo para cada VC aplicada. La remoción de la DQOs fue del 77%, siendo este valor similar al obtenido por otros autores (Lin et al., 2011; Fernández et al., 2012) quienes trabajaron con la FORSD en condiciones mesofílicas. Si bien hubo una importante remoción de la DQO, el valor promedio en el efluente supera el límite máximo permitido que establece nuestra legislación (RES 336/2003 AGOSBA) para vuelco a un cuerpo superficial o a un suelo, indicando que este efluente requiere ser tratado antes de su descarga.

El valor promedio anual de pH fue de 7,47 ± 0,29 upH, manteniéndose dentro del rango óptimo (6,5-7,5) para el desarrollo de las bacterias anaeróbicas (Don Jun et al., 2009).

La evolución de la AP, AT y la CE en el tiempo se muestra en la figura 2 a. Los valores de AP, AT y CE se encontraron dentro de un rango comprendido entre 5,2-6,8 g l-1, 6,2-8,2 g l-1 y 11,10-13,49 mS cm-1, respectivamente. El incremento en estos tres parámetros fue de un 20% para la AT, un 16% para la AP y un 14 % para la CE al final del ensayo. Este aumento fue menor al observado en otros trabajos realizados con este mismo reactor (Bres et al, 2010; Beily et al 2010). 

Probablemente esta diferencia se deba a que, en este caso, la VC fue fija durante los 12 meses. Además, estos parámetros no presentaron marcadas fluctuaciones a lo largo del tiempo, a diferencia del resto de las variables analizadas.

Por otro lado, pudo observarse que la AP y la AT están fuertemente relacionadas con la CE. Dong Jun et al. (2009), demostraron que el incremento de la alcalinidad provoca un aumento de la CE. El análisis estadístico evidenció una correlación entre estas variables en todo el período ensayado, siendo el factor de correlación de 0,67 para la AP y 0,72 para la AT con respecto a la CE. Nuestra legislación, no establece un valor guía para vuelco a un suelo o cuerpo de agua superficial para este parámetro. Sin embargo, la FAO (Pescod, 1992) recomienda un valor inferior a 3 mS/cm en aguas para irrigación en cultivos. El valor promedio obtenido de CE en el efluente fue 4 veces superior al recomendado por la FAO.

Los indicadores de estabilidad son mostrados en la figura 2 b. Un valor alfa comprendido entre 0.6-0.9 (López et al., 2000; Jenkins et al., 1991) y una relación AGV/AT < 0,3-0,4 indican condiciones estables dentro del reactor (Siles et al., 2007; APAT, 2005). El alfa promedio fue de 0,8 ± 0,0, mostrando un buen desarrollo del proceso anaeróbico y sin riesgo de acidificación durante todo el ensayo. La relación AGV/AT promedio fue de 0,03± 0,01. Este valor fue similar al encontrado por Liu et al. (2012), quienes trabajaron con la FORSD en condiciones mesofílicas, obteniendo un valor de 0,04 durante todo el desarrollo del experimento. Los bajos valores obtenidos en este indicador, están relacionados con la baja producción de los AGV (175,2 ± 80,5 mg l-1). Esto podría indicar una sub-alimentación del reactor, poniendo de manifiesto que se podría trabajar a mayores VC sin sufrir fenómenos de acidificación en el sistema.

 

CONCLUSIONES

El reactor mostró condiciones estables durante todo el ensayo. Sin embargo, el rendimiento de biogás fue menor a lo esperado. Un incremento de la alimentación diaria podría lograr una mayor producción de biogás.

Se mostró una relación directa entre la CE y las alcalinidades (AP y AT). La determinación de la CE podría ser un indicador de importancia para evaluar la estabilidad del proceso, siendo un parámetro de rápida respuesta y de fácil medición. Sin
embargo, se requieren mayores estudios de correlación entre estas variables para determinar su efectividad y demás factores que pudieran afectar esta relación.

Se encontraron valores altos de remoción de la DQO y SV, mostrando una eficiente degradación de la materia orgánica e indicando un buen funcionamiento del reactor. Sin embargo, los valores altos de DQO y CE encontrados en el efluente,
muestran la necesidad de ser tratado antes de su descarga para evitar riesgos al ambiente.

AGRADECIMIENTOS

Se agradece la colaboración de los Sres. Marcos Miskow, Eduardo Spinosa, Cristian Audisioy Luis Díaz en los ensayos de laboratorio y manejo dela planta piloto.

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