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CONSTRUCCIÓN Y EVALUACIÓN DE UN DIGESTOR ANAEROBIO PARA LA PRODUCCIÓN DE BIOGÁS A

PARTIR DE RESIDUOS DE ALIMENTOS Y PODA A ESCALA

BANCO

SEBASTIÁN ISAAC PACHECO GONZÁLEZ

Universidad Nacional de Colombia Facultad de Ingeniería y Arquitectura, Departamento de Ingeniería Química

Manizales, Colombia 2016

CONSTRUCCIÓN Y EVALUACIÓN DE UN DIGESTOR ANAEROBIO PARA

PRODUCCIÓN DE BIOGÁS A PARTIR DE RESIDUOS DE ALIMENTOS Y

PODA A ESCALA BANCO

Sebastián Isaac Pacheco González

Trabajo de profundización presentado como requisito parcial para optar al título de: Magister en Ingeniería- Ingeniería Ambiental

Directora: PhD., Beatriz Helena Aristizábal Zuluaga.

Codirector:

MSc., Juan Pablo Mariscal Moreno.

Línea de Investigación: Ambiental Área Sanitaria

Grupo de Investigación:

Grupo de Trabajo Académico en Ingeniería Hidráulica y Ambiental

Universidad Nacional de Colombia Facultad de Ingeniería y Arquitectura, Departamento de Ingeniería Química

Manizales, Colombia 2016

CONSTRUCCIÓN Y EVALUACIÓN DE UN DIGESTOR ANAEROBIO A ESCALA BANCO PARA PRODUCCIÓN DE BIOGÁS A PARTIR DE RESIDUOS DE ALIMENTOS Y PODA

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A:

Jehová, porque el tenerlo en cuenta en mis proyectos los ha bendecido y he podido culminar esta maestría, por fortalecer mi corazón e iluminar mi mente, ha sido mi soporte y compañía durante toda mi vida y en especial en este periodo de estudio.

Mi hijo Aarón. Este trabajo está dedicado especialmente a ti porque eres mi orgullo, mi motor y mi gran motivación, eres la más hermosa y valiosa herencia que Jehová me ha dado, en este momento entiendes un poco mis palabras, pero más adelante quiero que te des cuenta de lo mucho que significas para mí, porque el amor que me das es incomparable y único. Siempre me iluminas y me alegras todas las mañanas con tu sonrisa y haces que me esfuerce por el presente y el mañana. Me has enseñado muchas sabias y valiosas lecciones para la vida. Me impulsas cada día a superarme y esforzarme en la carrera de ofrecerte siempre lo mejor de mí, de poder ir construyendo un camino por donde puedas seguir mis pasos, por eso siempre lo haré con todo mi amor para que puedas pisar con seguridad. Muchas gracias hijo, porque sin tu ayuda no habría logrado desarrollar con éxito mi maestría.

Mis padres Hilda Manuela y Carlos Alberto, por darme la vida, quererme mucho, creer en mí y porque siempre me apoyaron. Gracias por enseñarme el camino y seguir en esta carrera, todo esto se los debo a los dos.

Mis hermanos, Leonardo Alberto e Iván Darío por estar conmigo, animarme y apoyarme siempre de corazón, los quiero mucho.

Mi sobrino, Mitchell, para que veas en mí un ejemplo, de que puedes lograr todo lo que te propongas.

Mis abuelos Maura Pinillos (QEPD), Hilda Zapata (QEPD) y Ricardo González, por quererme y apoyarme siempre, esto también se lo debo a ustedes.

Mis tías y tíos, Esther, Adriana, Inés, Orfelinda, Rosa María, Gertrudiz, María Isabel, Ricardo, Adrián, Raúl y Juan, los quiero mucho.

A mis dos amigos Luz María Jiménez y Arturo Segrera, e igual a sus dos hijos, por el ejemplo y el cariño dado.

Todos aquellos familiares, amigos y estudiantes que de una u otra manera me apoyaron.

Agradecimientos

Expreso mi más profundo y sincero agradecimiento a todas aquellas personas que con su ayuda han colaborado en la realización del presente trabajo, en especial a la Dra. Beatriz Helena Aristizabal, directora, y al ingeniero Juan Pablo Mariscal, codirector, por la orientación, el seguimiento y supervisión, pero sobre todo por la paciencia y el apoyo recibido a lo largo de estos dos años.

Especial reconocimiento merece el interés mostrado por mi trabajo y las sugerencias recibidas del profesor PhD Eoin Allen de la University College Cork con quien me encuentro en deuda por la asesoría técnica, el apoyo, amistad y el ánimo infundido. También me gustaría agradecer la ayuda recibida del ingeniero Nelson de Jesús González.

Profesores: M.Sc., Maria Fanny Ocampo Barrero. PhD., Oscar Andrés Prado Rubio. Esp., Adela Londoño Carvajal. UN de Colombia sede Manizales.

LABORATORIO DE AGUAS y LABORATORIO DE PROCESOS PRODUCTIVOS de la Universidad Nacional de Colombia sede Manizales.

En especial quisiera hacer extensiva mi más profunda gratitud a la Universidad Católica de Manizales y a la rectora Hermana Gloria del Carmen Torres Bustamante, por su gran apoyo: técnico, económico y moral, por su gran amistad y colaboración, pues ser parte de la familia UCM es un gran honor y un gran orgullo que siempre llevo conmigo.

Un agradecimiento muy especial merece la comprensión, paciencia y el ánimo recibidos de mi familia, amigos.

Y a mis estudiantes de las carreras de Ingeniería ambiental e industrial de la Universidad Católica de Manizales.

A todos ellos, muchas gracias.


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Resumen

Para el año 2015, Colombia dispuso diariamente de unas 31.000 toneladas de residuos sólidos en 1.098 municipios, de los cuales un 85% están teniendo como destino los rellenos sanitarios. De esta cifra, aproximadamente 280 toneladas son dispuestas en Manizales. Así, el 10% de la totalidad de Residuos Sólidos Urbanos (RSU) generados como residuos sólidos orgánicos o de alimentos podrían ser aprovechados. En este sentido, este trabajo describe la construcción y evaluación de un biodigestor a escala banco para la producción de biogás a partir del aprovechamiento de residuos de alimentos y material de poda. La primera parte del trabajo describe el estado del arte sobre biodigestión, tipo de biodigestores y aplicaciones de los bioreactores de lecho fijo tipo batch (LBR – Leachate Bed Reactor); posteriormente se describe la metodología para escalar y construir un biodigestor tipo LBR, donde se hace un arranque operacional del proceso de digestión. Se hacen tres arranques con una mezcla definida entre residuos de alimento y material de poda, con el propósito de mejorar y optimizar el diseño. Durante el tercer arranque se hizo seguimiento a la biodigestión y codigestión de residuos orgánicos con la misma mezcla definida entre residuos de alimento y material de poda para maximizar la producción de biogás. Se controlaron una serie de parámetros como pH, temperatura, Demanda química de oxigeno (DQO), sólidos totales (ST), sólidos volátiles (SV), ácidos grasos volátiles – AGV y producción de biogás.

Finalmente, se evaluó para la tercera corrida el rendimiento de biogás por unidad de sólidos volátiles (al final de la etapa de arranque - 32 días) para un volumen de reactor y una carga orgánica seleccionada previamente de la bibliografía y de estudios del potencial bioquímico de metano (BMP – Biochemical Methane Potential). Lodos de un reactor UASB (Upflow Anaerobic Sludge Blanket Reactor), provenientes del relleno sanitario La Esmeralda – Manizales, fueron utilizados como inóculo. Se encontró que el rendimiento en la producción de biogás está sujeto a una mezcla adecuada de sustrato - cosustrato (200 gramos de residuo de poda y 200 gramos de residuos de alimentos) y condiciones específicas de operación, así como una buena relación inóculo – sustrato (I/S). La carga del LBR se mantuvo en todas las corridas con una relación inóculo – sustrato de 6 (RIS). En la tercera corrida se obtuvo un rendimiento en la producción de biogás de 216,08 L CH4 kg SV-1.

Palabras clave: Biodigestión, codigestión, residuo de poda, residuo alimento, LBR, lixiviado, biogás, producción de metano.

Abstract

Construction and evaluation of an anaerobic digester to produce biogas from food and green grass waste in a bench scale.

It was reported that Colombia disposed of 31,000 tons of solid waste daily in 1,098 municipalities during 2015, of which 85% was sent to landfills. Regarding this amount, approximately 280 tons are sorted in Manizales. Around 10% of the total MSW generated is organic food. Therefore, this work describes the construction and evaluation of a bench scale digester to produce biogas from food waste and green grass material. The first part describes the information reported in the literature about bio-digestion, bio-digesters type and batch bioreactors with a fixed bed (LBR - Leachate Bed Reactor). The methodology to build the LBR is presented with the start-up conditions. Three startups were carried out with a defined mixture of food waste and green grass material. During the third experiment biogas production was maximized with the mixture of food waste and green grass defined previously. Volatile Fatty Acids (VFA) and biogas production were controlled. Other parameters such as pH, temperature, Chemical oxygen demand (COD), Total solids (TS), and Volatile solids (VS) were controlled.

Finally, the biogas yield per unit of volatile solids was evaluated (at the end of the production - 32 days). The reactor volume and the organic material amount were previously selected from earlier studies of Biochemical Potential Methane (BMP). An inoculum was obtained from a stable Up-flow Anaerobic Sludge Blanket Reactor (UASB) located at the Manizales landfill, La Esmeralda – Manizales. It was found that the biogás production is subject to a suitable substrate mix – co-substrate and specific operating conditions, and a good interaction with the inoculated - substrate (SIR). LBR load was maintained in all the attempts with inoculum interaction - substrate 6 (SIR). In the third attempt a biogás production of 216,08 L CH4 kg SV-1 was obtained.

Keywords: Bio-digestion, co-digestion, green grass waste, food waste, LBR, leachate, biogás, methane production.


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Contenido

RESUMEN ................................................................................................................................................ 5

ABSTRACT ............................................................................................................................................... 6

LISTA DE TABLAS .................................................................................................................................. 9

LISTA DE ILUSTRACIONES ................................................................................................................. 10

LISTA DE FOTOGRAFÍAS ..................................................................................................................... 11

LISTA DE ABREVIATURAS .................................................................................................................. 12

INTRODUCCIÓN .................................................................................................................................... 13

1. PLANTEAMIENTO DEL PROBLEMA ............................................................................................... 14

2. OBJETIVOS ........................................................................................................................................ 16

2.1 OBJETIVO GENERAL ..................................................................................................................... 16

2.2 OBJETIVO ESPECÍFICO ................................................................................................................. 16

3. MARCO TEÓRICO ............................................................................................................................. 17

3.1 MÉTODOS DE APROVECHAMIENTO DE RESIDUOS .................................................................. 17

3.2 DIGESTIÓN ANAEROBIA ................................................................................................................ 21

3.2.1 Bioquímica de la producción de metano ......................................................................... 21

3.2.2 Biodigestión del residuo de poda y de alimento ............................................................. 23

3.3 BIODIGESTORES ............................................................................................................................ 24

3.3.1 Diseño de digestores anaerobios .................................................................................... 24

3.3.2 Digestores de una etapa versus dos etapas ................................................................... 24

3.3.3 Tipos de digestión- seca versus húmeda- y - tipo batch vs continuos ........................... 25

3.3.4 Codigestión versus monodigestión ................................................................................. 26

3.3.5 Digestores de lecho fijo tipo Batch – LBR ....................................................................... 27

3.3.6 Pretratamiento de la muestra .......................................................................................... 28

3.3.7 Condiciones operacionales en la producción de biogás ................................................. 29

3.3.8 Variables ......................................................................................................................... 30

3.3.9 Modelamiento cinético de la digestión anaerobia de residuos de alimentos y poda en un LBR ........................................................................................................................................... 32

4. METODOLOGÍA ................................................................................................................................. 33

4.1 CARACTERÍSTICAS DEL SUSTRATO Y ACONDICIONAMIENTO .............................................. 34

4.2 CARACTERIZACIÓN ....................................................................................................................... 36

4.3 CÁLCULO DE LA PRODUCCIÓN TEÓRICA DE METANO USANDO LA ECUACIÓN DE

BUSWELL ............................................................................................................................................... 36

4.4 DEMANDA QUÍMICA DE OXIGENO DEL RESIDUO DE ALIMENTO Y PODA ............................. 37

4.5 ENSAYOS DE BMP .......................................................................................................................... 37

4.6 DISEÑO Y CONDICIONES DEL REACTOR .................................................................................... 40

4.6.1 Configuración detallada del sistema ............................................................................... 40

4.6.2 Condiciones de operación ............................................................................................... 44

4.6.3 Seguimiento de variables ................................................................................................ 45

4.6.4 Arranque y ensayos realizados ....................................................................................... 46

5. RESULTADOS Y ANÁLISIS............................................................................................................... 51

5.1 CARACTERIZACIÓN ........................................................................................................................ 51

5.2 ENSAYOS DE BMP .......................................................................................................................... 52

5.3 CARACTERÍSTICAS DEL SUSTRATO Y ACONDICIONAMIENTO .............................................. 55

5.3.1 Digestión y codigestión .................................................................................................... 55

5.3.2 Producción de biogás por unidad de residuo de poda y de alimentos basado en los sólidos volátiles ........................................................................................................................ 55

5.3.3 Demanda química de oxigeno del residuo de alimento y poda ...................................... 58

5.3.4 Degradación de residuos de alimento y poda en el digestor de lecho fijo tipo Batch (LBR) ........................................................................................................................................ 60

5.4 ARRANQUE Y ENSAYOS REALIZADOS ....................................................................................... 62

5.5 MODELAMIENTO CINÉTICO DE LA DIGESTIÓN ANAEROBIA DE RESIDUOS DE

ALIMENTOS Y PODA EN UN LBR. ....................................................................................................... 66

5.6 PRODUCCIÓN DE BIOGÁS ............................................................................................................. 67

5.7 OPERACIÓN DE UN SISTEMA DE DOS ETAPAS (LBR - UASB) ................................................ 71

CONCLUSIONES .................................................................................................................................... 73

RECOMENDACIONES ........................................................................................................................... 75

BIBLIOGRAFÍA ....................................................................................................................................... 76


9

Lista de tablas

Tabla 1. Revisión de casos de digestión con diferentes sustratos de estudio ................................ 17

Tabla 2. Residuos vegetales y posible producción de biogás en biodigestores de una etapa. ...... 18

Tabla 3. Ejemplos de digestión anaerobia de material vegetal en procesos de dos etapas. .......... 18

Tabla 4.Reacciones metanogénicas más usuales en la producción de energía. ............................ 22

Tabla 5. Comparación de diferentes configuraciones de biodigestores para sustratos con alto contenido de sólidos......................................................................................................................... 25

Tabla 6. Desarrollo de diferentes tipos de digestores en periodos de 5 años. ................................ 25

Tabla 7. Principales parámetros presentes en las fases de la digestión anaerobia. ....................... 29

Tabla 8. Relación temperatura vs. Tiempos de retención hidráulica recomendados. ..................... 30

Tabla 9. Selección del tipo de Análisis próximo y elemental de los sustratos y del inóculo, y método usado. ............................................................................................................................................... 36

Tabla 10. Condiciones BMP ensayo 400 ml .................................................................................... 38

Tabla 11. Condiciones BMP, ensayo con 1,2 L ............................................................................... 38

Tabla 12. Ensayos realizados, concentración de SV y relación inóculo sustrato (I/S) .................... 39

Tabla 13. Condiciones de operación de digestión anaerobia de residuos de alimento y poda....... 44

Tabla 14. Seguimiento de variables en el LBR ................................................................................ 46

Tabla 15. Tasa de dilución y recirculación. ...................................................................................... 49

Tabla 16. Análisis próximo y elemental de los sustratos y del inóculo, comparación con referencias. ....................................................................................................................................... 51

Tabla 17. Rendimientos experimentales para la producción de metano (400 mL) ......................... 53

Tabla 18. Rendimientos experimentales para la producción de metano (1200 mL) ....................... 54

Tabla 19. Comparación de rendimientos experimentales obtenidos y rendimientos obtenidos en otras investigaciones ........................................................................................................................ 54

Tabla 20. Producción de biogás por unidad de residuo de alimento y poda desde la estequiometria. ................................................................................................................................. 56

Tabla 21. Comparación de rendimientos experimentales obtenidos, rendimientos obtenidos en otras investigaciones y el índice de biodegradabilidad (I.B) ............................................................ 58

Tabla 22. Cálculo de la relación DQOt vs sólidos totales y sólidos volátiles ................................... 59

Tabla 23. Relación DQO – SV teóricos para los residuos de alimento y poda. .............................. 60

Tabla 24. Comparación del análisis de DQO.. ................................................................................. 61

Tabla 25. Resultados del análisis de DQO (Tercera corrida). Método Standard Methods 5220 D (APHA et al., 1999a) ........................................................................................................................ 61

Lista de ilustraciones

Ilustración 1. Ruta bioquímica de digestión anaerobia para la producción de metano .................. 23

Ilustración 2. Biodigestores de lecho fijo. ........................................................................................ 27

Ilustración 3. Diagrama de flujo del reactor de lecho fijo tipo LBR.................................................. 46

Ilustración 4. Volumen de metano acumulado registrado en los ensayos de 400 ml ...................... 53

Ilustración 5. Volumen de metano acumulado registrado en los ensayos de 1200 mL .................. 54

Ilustración 6. Variación en la DQO y en la producción de biogás registrado en la tercera corrida del LBR. ............................................................................................................................................ 62

Ilustración 7. Volumen de biogás acumulado registrado en el ensayo del LBR ............................. 64

Ilustración 8. Variación del pH y de la concentración de AGV y DQOs en la fracción líquida del sistema. ............................................................................................................................................ 64

Ilustración 9. Potencial de producción de CH4 (L CH4/Kg SV) real y teórico (Cinética) ................. 66

Ilustración 10. Potencial de producción de CH4 (L CH4/Kg SV) real y teórico (Cinética primer orden). .............................................................................................................................................. 67

Ilustración 11. Potencial de producción de CH4 (L CH4/Kg SV) real y teórico (Cinética primer orden). .............................................................................................................................................. 68

Ilustración 12. Producción acumulada de Metano (L CH4 Kg-1

) registrado en el ensayo del LBR. 68

Ilustración 13. Variación en el pH y producción de biogás registrado en el ensayo del LBR. ......... 69

Ilustración 14. Variación en la alcalinidad y los AGV registrado en el ensayo del LBR. ................. 70

Ilustración 15. Relación AGV/AT durante el arranque del LBR ....................................................... 70


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Lista de fotografías

Fotografía 1. Residuo de alimento .................................................................................................. 34

Fotografía 2. Residuo de poda. (Fuente: propia). ........................................................................... 35

Fotografía 3. Residuos de poda secos y triturados. (Fuente: propia). ............................................ 35

Fotografía 4. Montaje BMP, ensayo con 400 ml. ........................................................................... 38

Fotografía 5. Sistema de reacción y botellas de burbujeo para medición de biogás ..................... 39

Fotografía 6. Sistema de calentamiento ......................................................................................... 39

Fotografía 7. Medición de materia orgánica biodegradable ........................................................... 40

Fotografía 8. Diagrama esquemático del reactor de lecho fijo tipo LBR. ....................................... 41

Fotografía 9. Detalles del reactor LBR. ............................................................................................ 42

Fotografía 10. Detalles del medio filtrante. ..................................................................................... 42

Fotografía 11. Detalle sistema de reacción. ................................................................................... 43

Fotografía 12. A) Gasómetro de Botella del tipo mariotte. B) Esquema de una botella del tipo mariotte. ........................................................................................................................................... 44

Fotografía 13. Montaje sistema de reacción por recirculación “Primera corrida”. ........................... 47

Fotografía 14. Algunas modificaciones al sistema de reacción -Segunda corrida-. ........................ 47

Lista de abreviaturas

RSU: Residuos sólidos urbanos

LBR: Leachate Bed Reactor.

COD: Chemical Oxygen Demand

AGV: Ácidos grasos volátiles

CSTR: Continuous stirred-tank reactor

DQO: Demanda química de oxigeno

PBM: Potencial bioquímico de metano

BMP: Biochemical Methane Potential

UASB: Upflow Anaerobic Sludge Blanket

ST (g/ml) Sólidos totales

SV (g/ml) Sólidos volátiles

ISR (w/w) Relación inóculo sustrato (peso/peso)

ISR (vs/vs) Relación inóculo sustrato (SV/SV)

L/S (ml/g) Relación liquido-sólidos totales


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Introducción

En muchos países alrededor del mundo, el biogás ha mostrado ser una fuente de energía renovable que puede ser producida sustentablemente (Bond & Templeton, 2011). Éste, es generado por la digestión de diferentes tipos de materiales como son el estiércol líquido, lodos de tratamientos de aguas residuales, residuos de poda, residuos de la industria de alimentos y residuos domésticos. En la actualidad, el tipo de sustrato usado para la producción de biogás se ha ido ampliando hasta tratar residuos de cosechas, residuos de poda y jardinería (Nizami, et al. 2012).

La digestión anaerobia de sustratos orgánicos es una tecnología que ha evolucionado de tal forma que se usan nuevos tipos de sustratos y combinaciones de estos. Así, se ha encontrado que la codigestión de varios materiales a menudo da una más alta producción de metano que la digestión de un material por si solo (Li, et al. 2011). Esto indica que manteniendo una buena relación C:N entre diferentes sustratos, la producción promedio de biogás por unidad de materia orgánica alimentada dentro del digestor es mayor por codigestión que cuando se digiere cada sustrato por separado.

Por otra parte, el biogás obtenido del residuo de poda y de los residuos de alimentos (gas natural renovable) ha demostrado ser un biocombustible gaseoso sostenible, con un balance de energía superior a la primera generación de biocombustibles líquidos alternativos (Dhamodharan & Kalamdhad, 2014). El biogás de residuos de poda y de residuos de alimentos presenta un impacto mínimo en entornos sensibles. Se ha encontrado que para permitir que haya una viabilidad económica, la industria del biocombustible gaseoso en Colombia debe de desarrollarse más dado que apenas se encuentra en sus inicios (Henao & Márquez, 2008) y muchas instalaciones se encuentran apenas en etapa de planificación. También se debe tener en cuenta que para la producción de biogás a partir de residuos de poda y de alimentos se requiere un amplio estudio para determinar las condiciones óptimas; debido a la naturaleza variable del material de poda como de los residuos de alimentos, necesitándose elegir una configuración adecuada del digestor a diseñar.

Teniendo presente el potencial de la biomasa como fuente alternativa de energía, el objetivo principal de este trabajo fue dimensionar y construir un biodigestor Batch de lecho fijo a escala banco para la codigestión de dos fracciones de residuos sólidos urbanos. El residuo de poda, cortado de la misma área del campus universitario, y residuos de alimentos, obtenidos y separados de un restaurante de la ciudad. Durante todo el estudio se mantuvo constante los mismos tipos de residuos de poda y de alimentos. Se presenta la posibilidad de uso de un biodigestor anaerobio, a escala banco, como alternativa de producción de biogás a partir de esto residuos de alimento y poda.

Se siguieron diferentes variables a los residuos y al proceso, como análisis químicos, porcentaje de materia orgánica (sólidos totales y volátiles) y análisis elemental, y posteriormente durante el proceso de digestión se midieron variables como pH, DQO, AGV, alcalinidad, temperatura y sólidos volátiles. Los resultados permitieron establecer los tipos de cambios necesarios para optimizar la configuración del reactor, estableciendo además el alcance de uso de la digestión para los residuos de alimento y poda estudiados.

1. Planteamiento del problema

Generación mundial de residuos y crecimiento de la fracción orgánica

La población mundial continúa creciendo con proyecciones cercanas a los 7.2 billones de habitantes para 2015(Hoornweg & Bhada-Tata, 2012; The world Bank, 2015). Aunque en sí la urbanización no es necesariamente un problema, el crecimiento desordenado y no planificado puede dar lugar a muchos problemas ambientales tales como el manejo no adecuado del espacio público y la invasión de zonas rivereñas, contaminación del aire y del agua y la generación de residuos sólidos urbanos (RSU), especialmente residuos de alimentos que pueden terminar produciendo gases de efecto invernadero. Estos residuos de alimentos, básicamente de origen doméstico, constituyen una fuente de generación de residuos orgánicos biodegradables y representan un riesgo para el ambiente y la salud pública cuando no se manejan ni se disponen adecuadamente (Troschinetz & Mihelcic, 2009). La población mundial para el año 2012 fue de 2980 millones de habitantes, y el promedio de generación de residuos sólidos urbanos -RSU- para esa fecha fue de 1.2 kilogramos-habitante-día, dando un total de 3.5 millones de toneladas día. Se estima que para el año 2025 habrán unos 7.644 millones de habitantes a nivel mundial, cada persona generará un promedio de 1.4 kg- RSU al día, dando un total de 6.06 millones de toneladas-día de (Hoornweq, Bhada-Tata, & The world Bank, 2012).

Generación nacional de residuos y fracción orgánica

El manejo de residuos urbanos en Colombia es un aspecto que aunque ha ido mejorando y evolucionando en los últimos años, aún está muy lejos de ser sostenible pese a las iniciativas nacionales y regionales que, junto con un completo marco legal y técnico, buscan mejores prácticas para el manejo de residuos(Henao & Márquez, 2008; Ruíz, 2007; Servicios, 2013). Por eso, los objetivos para los próximos años requieren de un esfuerzo colectivo con el fin de fortalecer los avances académicos e investigativos en el tema. Según el Ministerio de Ambiente, Vivienda y Desarrollo Rural, el país produjo 25,790 toneladas de desechos en el año 2008, pero solo el 2.4% fue aprovechado por las cadenas productivas (MiniAmbiente. MinHacienda, 2009), en contraste con países como Alemania que reutiliza hasta el 62% de acuerdo con datos de la Agencia Europea de Medio Ambiente (Abramovay, Simoes S, & Petitand, 2013). Para el año 2015, en Colombia 31,000 toneladas de residuos sólidos son dispuestas diariamente por 1098 municipios (aprox. 280 en Manizales), y el 79% de los municipios del país dispone de forma adecuada (relleno sanitario) sus residuos sólidos pudiendo aprovechar el 10% de la totalidad de RSU generados (Superintendencia de Servicios & DNP, 2013).


15 Digestión de residuos de poda

Aunque existen métodos para la disposición y el aprovechamiento de residuos orgánicos, por ejemplo el compostaje, la digestión anaerobia ofrece como ventaja la posibilidad de generar biogás y nutrientes (Lee, Hidaka, Hagiwara, & Tsuno, 2009). Además es adecuada para el tratamiento de una amplia gama de materiales incluidos residuos municipales, de poda, agrícolas e industriales, entre otros. En particular, los residuos de frutas y verduras tienen un gran potencial de aprovechamiento gracias a su alta biodegradabilidad; por su puesto la digestión de esos residuos puede verse mejorada con poda pero se necesita estudios más profundos, especialmente a escala banco y piloto, para alcanzar su máxima productividad.

Aunque en el país se ha evaluado el potencial de aprovechamiento de estos residuos con aplicación de tecnologías anaerobias, hay pocos reportes de ello, por eso, este estudio busca responder la siguiente pregunta:

¿Es factible el escalamiento y la construcción de un biodigestor anaerobio a escala banco tipo LBR para la producción de biogás y metano a partir de los RSU como alimentos y material de poda?

2. Objetivos

2.1 Objetivo general

Dimensionar y construir un biodigestor batch de lecho fijo escala banco para la codigestión de residuos de alimentos y poda.

2.2 Objetivo específico

Arrancar el reactor de lecho fijo utilizando fracciones de residuos sólidos y

condiciones de operación determinadas a escala de laboratorio por medio del

ensayo PBM (Potencial Bioquímico de Metano).

Determinar el comportamiento de la generación de metano, reducción de sólidos

volátiles, variación de pH y formación de AGV durante el proceso de estabilización

del sistema de reacción.

Proponer ajustes en las variables de operación del sistema de acuerdo con los

resultados del arranque para el mejoramiento del rendimiento del sistema durante

la etapa estable, de acuerdo con el potencial de producción de metano esperado.


17

3. Marco teórico

3.1 Métodos de aprovechamiento de residuos

A mediados del siglo XX, el uso excesivo de combustibles fósiles ha ocasionado la búsqueda de alternativas que puedan suplir las demandas energéticas existentes. Es por esto que todos los esfuerzos se han ido encaminando al desarrollo de sistemas de generación de energía con fuentes no convencionales basadas en casi cualquier recurso. Por ejemplo, las investigaciones realizadas en los años 40 (García, 2011) se enfocaron en hallar opciones a las necesidades crecientes de consumo de energía. En países como Francia, Suecia y Alemania se desarrollaron técnicas de gasificación para uso en automóviles después de la segunda guerra mundial (Reed & Das, 1988).Y, en los años setenta, gracias al incremento progresivo de los hidrocarburos, se despierta el interés por la investigación y manejo de la biomasa como fuente de energía alterna (Reed & Das, 1988).

Existe una gran variedad de biomasa de interés que puede ser empleada en la generación de energía: cultivos energéticos, residuos agrícolas, residuos forestales, residuos industriales y residuos urbanos (Ladino, 2011). Además, se han desarrollado investigaciones con diferentes sustratos para la obtención de biogás. Tabla 1 muestra que la biomasa se puede obtener de diferentes fuentes.

Tabla 1. Revisión de casos de digestión con diferentes sustratos de estudio

Sustrato Rendimiento reportado

(Litros CH4) Referencia

Compost pretratado termoquímicamente

41 – 116 L CH4/kg ST Owen, et al. 1979

9-26% conversión

Residuos sólidos municipales 186 – 222 L CH4/kg SV

O’Keefe, Owens, & Chynoweth, 1996

Residuos de poda 155 L CH4/kg SV (promedio)

Muestras de papel 84 - 369 L CH4/kg SV

Alimentos envasados 318 – 349 L CH4/kg SV

Lodos municipales pretratados químicamente

350 L CH4/kg DQO removido Lin et al. 1999

Frutas y vegetales 180 - 732 L CH4/kg SV Gunaseelan, 2004

Frutas y vegetales –Mezclas 595 L CH4/kg SV Sitorus, et al. 2013

Residuos orgánicos domésticos separados en la fuente

495 L CH4/kg SV La Cour Jansen, et al. 2004

Residuos sólidos municipales (alimentos) diferentes fuentes

300 – 570 L CH4/kg SV (Davidsson, Lövstedt, la Cour Jansen, Gruvberger, & Aspegren, 2008)

Sustrato Rendimiento reportado

(Litros CH4) Referencia

Lodos industria química 360 L CH4/kg SV

Shanmugam & Horan, 2009 Lodos activados 520 L CH4/kg SV

Residuos sólidos municipales 360 L CH4/kg SV

Lodos primarios 380 L CH4/kg SV

Residuos alimento 340 L CH4/kg SV (James D. Browne, Allen, & Murphy, 2013)

Residuos de poda 350 – 493 L CH4/kg SV Msceng, 2011

Residuos de cribado 335 L CH4/kg SV Cadavid, 2012

Residuos de Phyllanthusemblica y residuos de alimentos

208 - 357 L CH4/kg SV Panyadee, et al. 2013

Fuera de estos datos, se encontró que el uso de un solo biodigestor para el proceso de hidrólisis, acidogénesis, acetogénesis y metanogénesis, es muy aplicado y presenta buenos rendimientos en la obtención de biogás. En la Tabla 2 se observa algunos ejemplos de digestión anaerobia de una etapa de algunos sustratos vegetales (Argentino et al., 2007).

Tabla 2. Residuos vegetales y posible producción de biogás en biodigestores de una etapa.

Materia prima % sólidos totales % sólidos volátiles Rendimiento CH4 (L CH4 kg-1 SV)

Paja de arroz 89 93 220

Paja de trigo 82 94 250

Paja de maíz 80 91 410

Hierba fresca (Poda) 24 89 410

Jacinto de agua 7 75 325

Bagazo 65 78 160

Residuo de verdura 12 86 350

Fuente: Álvarez, Caneta, & Moyano, 2009

En otras investigaciones, también se encuentra el uso de biodigestores de dos etapas para la producción de metano. Allí, la metanogénesis ocurre únicamente en el segundo reactor, encontrándose diferentes configuraciones como se muestra en la Tabla 3. En esta tabla, se muestra el proceso de digestión en dos etapas con diferentes variables y se observan ejemplos de digestión anaerobia de material vegetal en los procesos que consisten en un reactor de lecho de fijo y un reactor metanogénico.

Tabla 3. Ejemplos de digestión anaerobia de material vegetal en procesos de dos etapas.

Materia prima

Modo de alimentación en la primera fase

Tipo de reactor en la segunda fase

Volumen del reactor Primera fase/segunda fase (litros)

T (°C) Alimentación ST (% ww)

Remoción de SV (%)

Rendimiento CH4 (m

3 CH4

kg-1 SV)

Residuo de frutas y vegetales

Batch UASB-AF 1.3/0.5 35 5 83 0.345


Batch UASB-AF 1.3/0.5 35 5 82 0.355


19 Residuo de frutas y vegetales

Batch UASB-AF 1.3/0.5 35 5 87 0.368


Batch UASB-AF 1.3/0.5 35 5 90 0.383


Diariamente UASB-AF 1.3/0.5 35 6.4 72 0.405







Residuo de papa

Batch UASB 2.0/0.84 37 19 n.r. 0.39

Residuo de papa

Batch AF 2.0/1.0 37 19 n.r. 0.39

Hojas de remolacha azucarera

Batch AF 7.6/2.6 35-37 n.r. n.r. 0.216

Papa sin pelar

Batch AF 7.6/2.6 35-37 n.r. n.r. 0.258

Papa pelada Batch AF 7.6/2.6 35-37 n.r. n.r. 0.351

Hojas de remolacha azucarera, papa 1:2

Batch AF 7.6/2.6 35-37 n.r. n.r. 0.402

Hojas de remolacha azucarera, papa 1:3

Batch AF 7.6/2.6 35-37 n.r. n.r. 0.402

Residuo de poda

Batch AF 8000/190 Ambiente 92 67 0.165

Poda en silos

Batch AF 7.6/2.6 37 31.8 59 0.39

Remolacha azucarera

Batch AF 7.6/2.6 37 20.2 96 0.38

Sauce Batch AF 7.6/2.6 37 49.5 46 0.16

Poda en silos

Batch AF 0.75/0.9 37 27 60 0.27

Remolacha azucarera

Batch AF 0.75/0.9 37 24 89 0.44

Paja de arroz

Batch ASBR 4.0/4.0 35 92 44 0.19

Paja de arroz

Batch ASBR 4.0/4.0 35 92 45 0.19

Paja de arroz

Batch ASBR 4.0/4.0 35 92 48 0.21

Jacinto de agua

Semanalmente AF 2.0/0.5 n.r. 9.6 n.r. 0.181

UASB = upflow anaerobic sludge blanket reactor, AF = Filtro anaerobio, ASBR = anaerobic sequencing batch reactor. nr: no reportado

Fuente: Lehtomäki et al, 2008

Como en Colombia aún no se ha evaluado el potencial de aprovechamiento de estos residuos con aplicación de tecnologías anaerobias, la autora Luz Stella Cadavid

determinó el potencial que presentan los residuos de frutas y verduras producidos en restaurantes de la ciudad de Palmira para generar energía renovable en forma de biogás, el cual fue de 364 L CH4 kg SV-1, con un contenido promedio de metano del 65% en el biogás. (Mosos, Cadavid, & Agudelo, 2012).

Por otra parte, Li y sus colaboradores (Li et al. 2011) encontraron que al adicionar un cosustrato no solo ayuda al balance de la relación C:N, sino que reduce la inhibición de amonio generalmente encontrado durante la digestión anaerobia de estiércol animal. Por ejemplo, Liu, Zhao, Yang, & He, (2013) hallaron que bajo condiciones termofílicas, la cantidad de metano producida por codigestión de residuos de alimentos y residuos de poda fue el promedio entre el rango de la producción de metano obtenida por la digestión de cada sustrato separadamente. Ellos también encontraron que bajo condiciones mesofílicas por debajo de 35°C, la producción de biogás por codigestión fue inhibida y fue más baja que la producción obtenida por simple digestión de cada sustrato, indicando que para obtener mejores rendimientos se debe de mantener la temperatura por encima de los 35°C.

Singh hace una revisión y un análisis crítico de la literatura revelando que existe una fuerte posibilidad y una gran necesidad de mejorar el uso de biodigestores de lecho fijo - LBR. En esta revisión Singh le refiere a esta técnica muchas ventajas sobre otros métodos convencionales, por ejemplo, la ventaja que se puede obtener en el uso de diferentes materiales (PVC, anillos tipo pall, espuma de poliuretano, fieltro de carbón, fibra de nylon, paja, viruta de madera) que habían sido tratados como material de relleno en función de su disponibilidad y otras especificaciones. Estos materiales de relleno ayudarían a reducir el tiempo de retención hidráulica y en última instancia a reducir costos (S. P. Singh & Prerna, 2009).

Cadavid, L. propone en su trabajo un proceso de dos etapas eficiente en términos de eliminación de materia orgánica y en el rendimiento de biogás y de metano. Así, el reactor metanogénico presentó mucha estabilidad, lo que permitió una eliminación media de la demanda química de oxigeno (DQO) y de ácidos grasos volátiles (AGV) de 90% y 85%, respectivamente. Un máximo rendimiento de biogás de 410 L biogás kg DQO-1 y el rendimiento de metano de 407 L CH4 kg SV-1 el cual se obtuvieron en esta unidad de dos etapas (Cadavid, 2012).

Finalmente, Bolaños, I. V determinó que el potencial de producción de metano por evaluación de los residuos de poda en la ciudad de Palmira (Colombia) es de 354 litros de biogás por kilogramo de residuo, en términos de energía cada kilogramo de residuo de poda podría generar 2,12 kilovatios por hora (kW/h). Esto, desde una perspectiva económica, tomando el precio promedio del kW/h en la ciudad de Palmira, que es de $323, significa que por cada kilogramo de residuo digerido se podrían obtener $686 de ganancia. Según los cálculos de las investigadoras, con esas dos toneladas de residuos generados al mes se podría producir 4026 kW/h, equivalentes a $1’300.400. Y con esa energía se podrían encender 100 bombillos de 100 vatios funcionando 12 horas del día, (Bolaños, et al, 2012).


21

3.2 Digestión anaerobia

La digestión anaerobia es un proceso microbiológico que toma lugar en ambientes libres de oxígeno y produce biogás compuesto en su gran mayoría por metano y dióxido de carbono. Este tipo de tratamiento puede ser aplicado en un amplio rango de materias primas incluyendo aguas residuales industriales y municipales, agricultura, desechos de alimentos.

En la digestión anaerobia el término de biomasa hace referencia a aquella materia orgánica de origen biológico como la madera, los desechos agrícolas y el estiércol animal. Esta biomasa se convierte en energía a través de dos procesos importantes: el proceso bioquímico, el cual se ubica en la tecnología de producción del biogás, y el proceso termoquímico (Posso, 2002).

Una forma de aprovechar el recurso disponible de biomasa es mediante la fermentación anaerobia, denominada digestión anaerobia (DA). En este proceso, la materia orgánica compleja se transforma en metano (CH4) y otros gases donde la producción depende de la calidad de la materia prima adicionada al sistema. Según algunos estudios, se ha logrado establecer que en la materia de alta biodegradabilidad se pueden obtener hasta 0.5 m3 de biogás por kg de masa, lo cual equivale a 70% en metano (Guzmán, 2008).

La digestión anaerobia de materia orgánica es bastante benéfica para el ambiente por dos cuestiones. Primero, retiene en el proceso la descomposición en ambientes controlados, es decir, se controlan los dañinos gases de efecto invernadero que ingresan a la atmosfera. Segundo, la energía que se obtiene del biogás desplazará el uso de combustibles fósiles (Ward, et al. 2008).

3.2.1 Bioquímica de la producción de metano

La fermentación llamada también respiración anaeróbica es la conservación de la energía en ambientes anaeróbicos. Este proceso de fermentación se compone principalmente de cuatro fases (Guevara, 1996; Ramón, Romero, & Simanca, 2006): una primera fase denominada hidrólisis, una segunda fase de acidificación (acidogénesis), una tercera fase de formación de acetatos (acetogénesis) y una cuarta fase de metanización (metanogénesis), donde las proteínas, hidratos de carbono y grasa, los aminoácidos, alcoholes y ácidos grasos que se formaron en las fases anteriores, se convierten en metano, bióxido de carbono y amoníaco ocasionando que el material de fermentación (digestato) se vuelva más líquido (Ramón et al., 2006), Ramón en su trabajo define cada una de las cuatro fases de la siguiente manera:

Hidrólisis: En esta etapa, los substratos complejos (celulosa, proteína, lípidos) son hidrolizados en compuestos solubles (azúcares, aminoácidos y grasas) por la acción de enzimas extracelulares de las bacterias.

Acidogénesis: Conocida también como fermentativa, todos los compuestos orgánicos solubles son fermentados a ácidos grasos volátiles (acético, propiónico, butírico), alcoholes hidrógeno y CO2. La acidogénesis es una fase de producción intensiva de ácidos que se inicia con los alimentos y compuestos de más fácil descomposición como las grasas donde hay una alta producción de dióxido de carbono (CO2), ácido sulfhídrico (H2S), ácidos orgánicos y bicarbonatos; su pH se encuentra en la zona ácida con valores entre 5.1 y 6.8 (Guevara, 1996).

Acetanogénesis: Etapa donde las bacterias acetogénicas oxidan el ácido propiónico y el butírico hasta acético e hidrógeno que son los verdaderos substratos metanogénicos. Es decir, es un periodo donde se producen ataques a los ácidos orgánicos y compuestos nitrogenados. En pequeñas cantidades hay producción de dióxido de carbono (CO2), nitrógeno e hidrógeno, bicarbonatos y de compuestos amoniacales, flotación de gran parte de sus sólidos, y un pH aún en la zona ácida con valores entre 6.6 y 6.8 (Guevara, 1996).

Metanogénesis: Aquí, los últimos compuestos son tomados dentro de las células bacteriales metanogénicas convirtiéndolos en metano y excretándolo fuera de la célula. Este es un periodo de digestión intensiva, de carácter de fermentación alcalina, en el cual hay un consumo de materias resistentes, de las proteínas, de los aminoácidos y de la celulosa. Este proceso, se caracteriza por la producción de sales de ácidos orgánicos y volúmenes de gas en una mezcla donde hay un alto porcentaje de metano, y el resto corresponde al CO2 y nitrógeno (Guevara, 1996). Como características del material digerido, están el olor a alquitrán, pequeñas cantidades de sólidos flotantes y el pH que se ubica en la zona alcalina con valores entre 6.9 y 7.4 (Mario, Calle, Elena, & Martinez, 2012)

Las bacterias metanogénicas sólo pueden usar un número limitado de sustratos para la formación de metano, éstos son CO2, H2, acetato, metanol, metilamina, y monóxido de carbono. Las reacciones metanogénicas de conversión más usuales en la producción de energía que involucran estos compuestos se presentan en la tabla 4 (Guevara, 1996; Olaya, 2009).

Tabla 4.Reacciones metanogénicas más usuales en la producción de energía.

Reactivo Reacción

Ácido metanoico 4 HCOOH -> CH4 + 3 CO2 + 2 H2O

Ácido etanoico CH3COOH -> CH4 + CO2

Metanol 4 CH3OH -> 3 CH4 + CO2 + 2 H2O

Trimetil-Amina 4(CH3)3N + 6 H2O -> 9 CH4 + 3 CO2 + 4 NH3

H2 (Hidrogenoclástica) 4 H2+ CO2 -> CH4 + 2 H2O

Fuente: Guevara, 1996; Olaya, 2009.

La ilustración 1, resume las distintas características de cada una de las diferentes etapas mencionadas, en la cual se han agrupado en dos grandes procesos y se muestran los principales compuestos químicos que en ellos intervienen (Hilbert, 2010; Mario et al., 2012)


23 Ilustración 1. Ruta bioquímica de digestión anaerobia para la producción de metano

Fuente: Adaptado de Hilbert, 2010; Mario et al., 2012

3.2.2 Biodigestión del residuo de poda y de alimento

La digestión óptima del residuo de poda y de alimento es un área que aún se encuentra bajo investigación (Stella & Rodríguez, 2012). La mayoría de los trabajos sobre optimización de la digestión de estos residuos son conducidos a escala laboratorio, banco y piloto. El interés que se tiene en usar residuos de poda como sustrato para sistemas bioenergéticos y de biorefineria se debe al alto potencial de rendimiento que tienen estos en términos de la producción de metano por hectárea (Smyth, Murphy, & Brien, 2009); sin embargo para un sustrato con un alto contenido de lignina y de celulosa Lewandowski y sus colaboradores (2003) hacen que este sea apto como una fuente tanto de energía como de productos. En Alemania el residuo de poda es el sustrato más importante después del residuo de cosecha de maíz para plantas de biogás y uno de los cosustratos más usados en plantas de biogás agrícolas (Rösch, Skarka, Raab, & Stelzer, 2009). Aun así en Europa, el uso de sustratos como el residuo de poda para la producción de biogás es bajo comparado con otras materias primas ( A. S. Nizami et al., 2012).

3.3 Biodigestores

Los biodigestores son tanques construidos de diferentes formas, tamaños y materiales donde se almacenan los residuos orgánicos como sobrantes de cocina, estiércol de animales y humanos, material vegetal, etc. Estos elementos forman una mezcla que es descompuesta biológicamente por microorganismos. En el proceso de digestión se forma el biogás, por lo que el tanque debe disponer de algún sistema que le permita capturarlo controlando su presión y evitando su mezcla con aire atmosférico. Como resultado de la descomposición biológica, los residuos almacenados se transforman en abono (digestato), el cual es de fácil absorción para las plantas y tiene un alto contenido de nitrógeno, fósforo y potasio libre de microorganismos patógenos dañinos para las plantas (FACT foundation, 2012).

3.3.1 Diseño de digestores anaerobios

Para el diseño de un biodigestor se debe de tener en cuenta variables como la alta carga orgánica, si tiene tiempos de retención hidráulica reducida y si tienen alta producción de metano. Parámetros operacionales como el tiempo de retención hidráulico, la mezcla, el número de tanques, unidades o etapas y la temperatura aunada con las propiedades de la materia prima forman la base primordial para un buen diseño de un biodigestor.

Más aun, para la digestión anaerobia de sustratos con altos contenidos de lignocelulosa como el residuo de poda, el contenido de materia seca (sólidos totales), la solubilidad y la tasa de hidrólisis, juegan un papel importante para seleccionar el tipo de biodigestor y su respectivo diseño (Veeken & Hamelers, 1999). Varias clases de configuraciones fueron empleados para este tipo de digestión anaerobia como por ejemplo digestores de una etapa o de dos etapas (C. Zhang, Su, Baeyens, & Tan, 2014), digestores húmedos, secos y semisecos(Shah, Mahmood, Rashid, Pervez, & Raja, 2015), digestores por lotes o continuos (C. Zhang et al., 2014) y digestores de alta tasa (P. Zhang et al., 2014).

3.3.2 Digestores de una etapa versus dos etapas

En la digestión de una sola etapa todas las fases microbiológicas de la digestión anaerobia ocurren en una sola unidad o tanque. En una digestión de dos etapas las diferentes fases microbianas pueden ser separadas en dos unidades o tanques, por ejemplo, en el primer tanque ocurre la fase de hidrólisis y acidogénica y en el segundo tanque ocurre la fase acidogénica y metanogénica (Ariunbaatar et al., 2015). En un biodigestor de dos etapas en el segundo tanque o unidad ocurre la metanogénesis y recolección del biogás generado (Schievano, Tenca, Lonati, Manzini, & Adani, 2014). El concepto de un digestor de dos etapas es usado para optimizar un proceso de digestión según Piccolo y sus colaboradores (2013), resultando en el aumento del potencial de producción de biogás en pequeños digestores como se puede observar en la tabla 5. Los sistemas de una sola etapa siguen siendo populares a escala industrial debido a la simplicidad en la operación, reducción de costos y menos problemas técnicos como se puede ver en la Tabla 5.


25 Varios investigadores han realizado artículos de revisión sobre digestores de una y dos etapas, por ejemplo una revisión del estado del arte de digestores de una etapa lo realizaron Singh & Prerna (2009) y un documento de revisión sobre digestores de dos etapas lo realizaron Schievano y sus colaboradores (2014), sin embargo encontrar información científica sobre digestión de residuos de poda y residuos de alimentos de una etapa es bastante escasa (Mao, Feng, Wang, & Ren, 2015) aunque este tipo de digestores se usan mucho a escala comercial. La mayoría de los estudios hechos a digestores de dos etapas han sido llevados a cabo a escala laboratorio y escala piloto, los cuales aún no se encuentran disponibles a escala comercial. En los procesos de una etapa por lo general, usan preferentemente sistemas secos por lotes o sistemas húmedos en continúo como se muestra en la Tabla 5. En la Tabla 6 se puede observar cómo ha sido el desarrollo de biodigestores en un periodo de 5 años, donde el uso digestores de una etapa se ha incrementado al igual que el uso de digestores secos.

Tabla 5. Comparación de diferentes configuraciones de biodigestores para sustratos con alto contenido de sólidos.

Criterio Una etapa vs dos etapas Seco vs húmedo Batch vs continuo

Alta tasa Una etapa Dos etapas Seco Húmedo Batch Continuo

Producción de biogás

Irregular y discontinuo

Alto y estable Alto Bajo e

irregular Irregular y

discontinuo Continuo Continuo y alto

Contenido de sólidos

10 - 40% 2-40% 20-50% 2-12% 25-40% 2-15% < 4-15%

Costo Bajo Alto Bajo Alto Bajo Alto Alto

Reducción SV

Bajo a alto Alto 40-70% 40-75% 40-70% 40-75% 75-98%

TRH (Días)* 10-60 10-15 14-60 25-60 30-60 30-60 0.5-12

TCO (Kg SV m-3 d-1)**

0.7-15 10-15 para 2a etapa

12 - 15 < 5 12 - 15 0.7 – 1.4 12 - 15

*TRH= Tiempo de residencia hidráulico. Fuente: Tomado de Shah et al. 2015 **TCO= Tasa de carga orgánica.

Tabla 6. Desarrollo de diferentes tipos de digestores en periodos de 5 años.

Periodo Digestores de una etapa vs dos etapas Digestores húmedos vs secos

Una etapa Dos etapas Húmedos Secos

1991-1995 85% 15% 37% 63%

1996-2000 91% 9% 38% 62%

2001-2005 92% 8% 59% 41%

2006-2010 98% 2% 29% 71%

2010-2015 99% 1% 19% 81%

Fuente: De Baere & Mattheeuws 2015

3.3.3 Tipos de digestión- seca versus húmeda- y - tipo batch vs

continuos

La digestión húmeda se puede definir como una digestión con menos del 15% de sólidos secos en el digestor (De Baere & Mattheeuws, 2015). Todos los digestores con un

porcentaje alto en el contenido de sólidos secos (70%) son considerados sistemas secos. Actualmente los digestores secos de una sola etapa, continuos y discontinuos, son relativamente nuevos e innovadores y están siendo usados para la digestión anaerobia de residuos sólidos municipales, residuos biológicos y residuos de poda, como es el caso de los digestores de lecho fijo tipo Batch (LBR - Leachate Bed Reactors) y se espera que su uso continúe aumentando en los próximos años ( a. S. Nizami et al., 2012).

En los digestores tipo Batch se realiza una carga con una cantidad determinada de materia prima por un periodo de tiempo y se inocula con el digestato o lixiviado de otro reactor. Éste luego se sella y se deja hasta que ocurra su completa degradación (Raposo, De La Rubia, Fernández-Cegrí, & Borja, 2012). Por el contrario, en digestores continuos el sustrato es regularmente cargado de forma mecánica (Borràs, Genescà, Pérez, & Surribas, 2013). En los digestores continuos son muy usados los sistemas de flujo pistón, CSTR, filtros anaerobios y UASB (Upflow Anaerobic Sludge Blanket). Por el contrario, en los digestores tipo Batch son muy usados los sistemas de una etapa, tipo Batch secuencial y digestores tipo Batch híbridos (combinación LBR - UASB). Los digestores tipo Batch pueden ser muy susceptibles de uso para la digestión de residuos de poda y de alimento debido al contenido de sólidos secos (contenidos de sólidos mayores al 32%) y a las características fibrosas de estos residuos. Esto se vuelve particularmente una gran ventaja cuando se usan más de un digestor tipo Batch con diferentes tiempos de arranque para garantizar una buena producción de Biogás (Weiland, 2003).

3.3.4 Codigestión versus monodigestión

El termino codigestión se entiende como la digestión anaerobia conjunta de dos o más sustratos de diferente origen. El uso de la técnica de codigestión anaerobia permite un desarrollo eficiente del proceso de digestión debido al comportamiento sinérgico de los cosustratos utilizados, los cuales compensan las falencias que cada uno presenta al realizar el proceso por separado (Cendales, 2011; Fernández, Tey, Palatsi, Ruestes, & Torres, 2010; García-Gen et al., 2013).

Una combinación eficiente de diferentes tipos de desechos orgánicos biodegradables puede incrementar la producción de biogás mejor que si se digiriera cada sustrato por separado, además de incrementar el valor fertilizante del digestato por la conservación del contenido de nutrientes (Bougrier et al., 2013; Fernández et al., 2010). Adicionalmente la codigestión anaerobia puede reducir drásticamente el efecto de compuestos que resultan tóxicos e inhibitorios sobre el proceso, como la concentración de amonio, Na+, Ca2+ y Mg2+, sulfuros, sales inorgánicas, metales pesados, entre otros (Chen, Cheng, & Creamer, 2008).

En el caso de la monodigestión del residuo de poda, ésta presenta dificultades debido a que su gravedad específica tiende a flotar en digestores fluidizados, formando grumos de poda no digerida. La poda, debido a que es una fibra natural, tiende a quedar atrapada


27 en cualquier parte móvil o mecánica del equipo de digestión. También el residuo de poda como monosustrato causa abrasión y produce fallas en los procesos biológicos, particularmente en sistemas de digestión seca (A. S. Nizami, 2011).

En Europa, una gran cantidad de digestores funcionan por codigestión. En muchos casos el término codigestión es usado para plantas de tratamiento de estiércol, residuos agroindustriales, residuos de poda, residuos de alimentos o residuos orgánicos como coproducto. Generalmente, no se recomienda el uso de digestores secos para la degradación de residuos sólidos municipales orgánicos sin el uso de cosustratos (Weiland, 2003).

3.3.5 Digestores de lecho fijo tipo Batch – LBR

En este método, la biomasa es introducida en un tanque hermético donde permanecerá por un tiempo y donde bacterias anaeróbicas se encargarán de la digestión de estos residuos. La flora bacteriana, dependiendo de la etapa en la que se encuentre, se encargará de digerir los RSU (FACT foundation, 2012).

Como se muestra en la ilustración 2 se encuentra el digestor anaeróbico denominado “lecho fijo”. El relleno es regular, es orientado verticalmente y su flujo es descendente (Salamanca, 2009). La eficiencia de las bacterias aumenta de tal manera que puedan aprovechar mucho mejor la biomasa. Este tipo de sistema disminuye el tiempo de retención y a la vez mejora la producción de biogás (Dogan, Dunaev, Erguder, & Demirer, 2009).

Ilustración 2. Biodigestores de lecho fijo.

Fuente: adaptado de Salamanca

3.3.6 Pretratamiento de la muestra

Se requiere una combinación de diferentes pretratamientos con distintos procedimientos operacionales para la óptima producción de Biogás (Forster-Carneiro, Isaac, Pérez, & Schvartz, 2012). Además con la aplicación de uno o varios pretratamientos se evitará cualquier formación excesiva de subproductos inhibidores tales como furfural, furfuralhidroximetilo y ácido levulínico (Mao et al., 2015). Para sustratos lignocelulósicos, existen varias opciones de pretratamiento económicamente viables y eficientes que incluyen pretratamiento de vapor, pretratamiento con cal, agua caliente (70°C) y tratamientos previos a base de amoníaco, hidróxido de sodio (Brown, Shi, & Li, 2012; Fang, Ping, Yang, & Mao, 2011; A. S. Nizami, Korres, & Murphy, 2009). Los procedimientos de pretratamiento pueden clasificarse de acuerdo con la siguiente descripción:

Pretratamiento Físico.

El pretratamiento físico (mecánico) logra incrementar el área superficial del residuo de alimento y poda. Sin embargo, el no tener un tamaño de partícula y una área superficial adecuado de los sustratos limitarían considerablemente el factor de hidrólisis en la digestión anaerobia (Carlsson, Lagerkvist, & Morgan-Sagastume, 2012).

Según Jianghao Li (J. Li et al., 2015) secar el sustrato después del pretratamiento seria desfavorable para el proceso, porque esto ocasionaría el colapso de la estructura del sustrato y se vería reflejado en una disminución importante de la hidrólisis en el digestor. La reducción de tamaño (molienda) puede incrementar el contenido de metano de un 9% a un 25% (Y Zhang & Banks, 2013) pero la reducción de tamaño conllevaría a un incremento en los costos totales del tratamiento por digestión anaerobia haciendo que ésta sea menos atractiva (Muñoz & Castillo, 2009; Shah et al., 2015).

Pretratamiento químico.

El pretratamiento químico aumenta la posibilidad de acceso de las enzimas y bacterias a la superficie del residuo de poda por la disminución de la cristalinidad de la celulosa (An, Zong, Wu, & Li, 2015). En el pretratamiento químico, la aplicación de NaOH, NH4OH, o una combinación de ambos sobre la fibra del material de poda aumentará el potencial de rendimiento del metano (Zheng, Zhao, Xu, & Li, 2014). Jean-Claude Frigon encontró que hacer un pretratamiento al residuo de poda con NaOH a una concentración de 7 g L-1 (0,2M) (alcalinizar) mejora la hidrólisis de este tipo de residuo (Frigon, Mehta, & Guiot, 2011).

Se encontró que no es efectivo un pretratamiento térmico (70 - 133°C) y/o un pretratamiento químico (álcali) para residuos de alimentos, porque estos residuos por su naturaleza son altamente biodegradables (Luste, Luostarinen, & Sillanpää, 2009).

Pretratamiento térmico.

El pretratamiento térmico afecta de manera positiva la degradación de la lignina y la hemicelulosa (Tuomela, Vikman, Hatakka, & It, 2000), aumentando aún más la hidrólisis de la hemicelulosa y la formación de ácidos (Harris & McCabe, 2015). Si el residuo de poda se somete a un pretratamiento a temperaturas muy altas, cercanas a 160°C, se pueden producir durante la biodigestión efectos inhibitorios o tóxicos causados por bacterias, levaduras y metanógenos, debido principalmente a la formación de


29 compuestos fenólicos producto de la solubilización de la hemicelulosa y la lignina (Harris & McCabe, 2015).

El agua caliente solubiliza la hemicelulosa mejorando así la accesibilidad a la celulosa (Shah et al., 2015). Una de las ventajas de hacer un pretratamiento al sustrato con agua caliente antes de cargar el LBR es alcanzar concentraciones más altas de carbohidratos solubles tales como xilano (Daorattanachai, Viriya-empikul, Laosiripojana, & Faungnawakij, 2013). Con el agua caliente, ocurre también un aumento en la hidrólisis enzimática del material lignocelulósico el cual se incrementa hasta 6 veces después del tratamiento (Shah et al., 2015). Estas cuestiones se deben a que a medida que pasa el tiempo la demanda química de oxígeno alcanza un estado estable, es decir, no logra solubilizar más materia orgánica a pesar del paso del tiempo, para residuos tratados a 20°C el tiempo de solubilización es de 48 horas, mientras que para un tratamiento cercano a los 100°C el tiempo se reduce a 12 horas (Nizami et al., 2012).

Existen otras maneras de optimizar la calidad del sustrato en el LBR, el cual puede ser a través de un pretratamiento enzimático del sustrato (residuo de poda y de alimento).

3.3.7 Condiciones operacionales en la producción de biogás

Debido a todos los procesos bioquímicos que están implicados en la digestión anaerobia del residuo de poda y de alimentos, garantizar las condiciones adecuadas para cada una de las fases de la digestión se vuelve un factor importante. Así, pues,de acuerdo con la temperatura los ambientes anaeróbicos pueden dividirse en tres categorías: psicrofílicos (0 a 20°C); mesofílicos (20 a 40°C) y termofílicos (45 a 65°C) (Gunaseelan, 1997), y dado que la temperatura afecta la actividad enzimática, y los extremos en los rangos de temperatura afecta la permeabilidad de la membrana. Cambios en la temperatura y en la recirculación (James D. Browne et al., 2013), cambios en el pH, incorrecta relación sustrato/inóculo (Dechrugsa, 2013), variación en los tiempo de retención y tasa de carga orgánica, cambios en el potencial redox (Bejarano, Ochoa, Thalasso, López, & Texier, 2013), variación en la concentración de amoniaco, dado que este es toxico (Chen et al., 2008), entre otros puede llevar a la inhibición del mecanismo de producción de biogás. Los parámetros que regulan cada una de las fases de la digestión anaerobia se resumen en la Tabla 7. Se puede observar en la Tabla 8 la relación que existe entre la temperatura y los tiempos de retención en el digestor aerobio.

Tabla 7. Principales parámetros presentes en las fases de la digestión anaerobia.

Parámetro Hidrólisis/acidogénesis Formación de metano

Temperatura 25 - 35 °C Mesofílico (32 - 42 °C)

Termofílico (50 - 58°C)

Valor de pH 5,2 - 6,3 6,7 - 7,5

Razón C/N 10:1 - 45:1 20:1 - 30:1

Contenido sólidos secos < 40 % < 30%

Potencial redox (+400 a -300 mV) < -250 mV

Razón C:N:P:S requerida 500:15:5:3 600:15:5:3

Fuente: tomado de Pérez (2010)

Tabla 8. Relación temperatura vs. Tiempos de retención hidráulica recomendados.

Temperatura de operación, °C

Tiempo de retención

hidráulico, (días)

Tiempo de retención

recomendado, (días)

18 11 28

24 8 20

30 6 14

35 4 10

40 4 10

Fuente: Pérez 2010

3.3.8 Variables

A continuación se presentan las variables que se estudian con el fin de determinar el comportamiento de un sistema de digestión anaerobia:

Temperatura:

Las bacterias que crecen en cada uno de estos intervalos de temperatura son organismos diferentes. Si el intervalo de temperatura en el reactor cambia, es necesario arrancar el reactor de nuevo y una nueva población bacterial tendrá que ser cultivada (Erickson, Fayet, Kakumanu, & Davis, 2004). La temperatura de operación efectiva en el LBR es de 37°C (intervalo mesofílico), la actividad y el crecimiento de las bacterias disminuyen en un 50% por cada 10°C de descenso por debajo de 35°C (Perez Medel, 2010). Tampoco se recomienda aumentar la temperatura del LBR por encima de 42°C ya que a temperaturas más altas ocurre deterioro de las bacterias (Ho et al., 2010).

Biogás:

Para hacerle seguimiento a la generación de Biogás se emplean varios métodos como el método volumétrico, el método por indicador de combustión de gas, y el método por análisis cromatográfico (Lopez, 1999), uno de los métodos más usados es el método volumétrico. Este método que también se usa como absorción y desplazamiento de volumen se hace utilizando una botella de mariotte. El gas es alimentado por fondos a la botella que contiene agua como medio de absorción (de gases como H2S y CO2) con el fin de determinar predominantemente el volumen de CH4.

pH:

Esta variable es de gran importancia pues ayuda a determinar la fase del proceso e identifica cortos circuitos por exceso de ácidos grasos volátiles o de amonio (el proceso debe estar entre 6.8 y 7.2 unidades de pH) (Zhai, Zhang, Yin, Yang, & Wang, 2015).

Por debajo de un nivel de pH de 6,6, la población metanogénica disminuye. Una alcalinidad excesiva también resulta en el deterioro del proceso de digestión por la desintegración de los gránulos microbianos (Xu, Lam, Karthikeyan, & Wong, 2011). El aumento de pH en el tanque de lixiviación del LBR a 7.2 indica el comienzo de la metanogénesis y la producción de metano (Brambilla et al., 2012).

Ácidos grasos volátiles:


31 La operación eficiente de un LBR implica el control en el digestor de una adecuada capacidad buffer del sistema que asegure el mantenimiento del pH entre el rango de 6.8 - 7. (Xu et al., 2011); siendo este un rango de pH óptimo para el buen funcionamiento del LBR (Selvam, Xu, Gu, & Wonga, 2010).

La capacidad amortiguadora del LBR está dada por la existencia en el lixiviado de compuestos carbonatados y/o acetatos que impiden las fluctuaciones bruscas de pH. Por lo tanto una buena aproximación al estado óptimo del LBR en relación con la acumulación de AGV puede hacerse en base a la determinación de la capacidad buffer existente en el medio (Sun et al., 2014).

El método de seguimiento por destilación y titulación son técnicas de recuperación de ácidos que contienen hasta seis átomos de carbono. La recuperación fraccional de cada ácido aumenta al ir aumentando el peso molecular. Los cálculos y los resultados se hacen sobre la base de ácido acético. El método a menudo es aplicable para fines de control, y debido a que es empírica, se debe llevar a cabo exactamente como lo describe la norma.

DQO soluble:

Permite determinar la fase del proceso y las modificaciones en el caudal de recirculación de lixiviado. Es un indicador del aumento en la degradación del medio.

El evento más importante durante la degradación anaeróbica, que contribuye al efecto del tratamiento, es la conversión de la DQO del lixiviado y del residuo de poda a gas metano (James D. Browne et al., 2013). Si hay una reducción en la DQO soluble, es un indicador que existe inhibición de algún tipo en el biodigestor.

Sólidos volátiles:

Los sólidos volátiles se definen como el porcentaje o porción que tiene un determinado material que es susceptible de ser biodegradado (P. Zhang et al., 2014), ya que el principio fundamental del LBR (o de las primeras etapas del proceso de digestión) es el aumento en la materia soluble disponible para la flora microbiana (James Denis Browne, 2015; A. S. Nizami, Singh, & Murphy, 2011).

Relación inóculo – sustrato (I/S)

Wu Yuanyuan y colaboradores (2013) estudiaron tres relaciones de inóculo - sustrato (I/S) con aguas lixiviadas (0,6; 1,2 y 6,0 separadamente) hasta obtener una aumento significativo en el potencial bioquímico de metano (Obtuvo valores de 169,8; 183,8 y 361,8 LCH4 KgSV-1 respectivamente). Este trabajo recomienda que la relación I/S se debe mantener en un rango adecuado y sugieren no menos de 0,2 y no más de 6,0 (Yuanyuan et al.,2013). Basado en esta investigación se escogieron las condiciones de carga del LBR manteniendo una relación inóculo-sustrato de 6,0 por el rendimiento obtenido en el trabajo de Wu Yuanyuan.

3.3.9 Modelamiento cinético de la digestión anaerobia de

residuos de alimentos y poda en un LBR

El proceso de modelamiento basado en modelos cinéticos permite predecir el efecto de las variables dentro del más importantes en el desempeño de un sistema (Fdez.-Güelfo, Álvarez-Gallego, Sales Márquez, & Romero García, 2011). Así, pues, ajustar la ecuación del modelo cinético a los resultados experimentales obtenidos es una importante herramienta para determinar el sustrato óptimo y las condiciones de operación, esto con el fin de caracterizar cada experimento cinéticamente y de evaluar la influencia de las diferentes fracciones de residuos urbanos (alimento y poda) en la producción de metano. Basado en la digestión y codigestión de residuos de alimentos con residuos de poda en el LBR se ha encontrado en varios trabajos el planteamiento y uso de los siguientes dos modelos que corresponden a la integración de una simple ecuación cinética de degradación de primer orden usado en procesos de generación de metano, los cuales son, ecuación 1:

𝑌 = 𝑌𝑚𝑎𝑥 ∗ 𝑒𝑘𝑡 (1)

Dónde: Y es el potencial de metano en (L CH4 kg SV-1), Ymax es el potencial de metano máximo teórico (L CH4 Kg SV-1) y k es la constante de velocidad de primer orden.

La ecuación 2 es aplicado con frecuencia en varios trabajos (James D. Browne et al., 2013; García-Gen et al., 2015; Kafle, Kim, & Sung, 2013; Nielfa & Cano, 2013)

𝑌 = 𝑌𝑚𝑎𝑥 ∗ (1 − 𝑒−𝑘𝑡) (2)

Dónde: Y es el potencial de metano en (L CH4 Kg SV-1), Ym es el potencial de metano máximo teórico (L CH4 Kg SV-1) y k es la constante de velocidad de primer orden.


33

4. Metodología

En este trabajo se aplicó como tecnología de digestión anaerobia un reactor de lecho fijo tipo Batch (LBR por sus sigla en inglés) a escala banco para la generación de biogás a partir de residuos de alimento y poda. Como objetivos se consideraron tres aspectos importantes: el diseño y construcción del LBR, el arranque y las variables de operación y el seguimiento. Los análisis realizados al sustrato (residuos de alimento y poda) fueron pH, demanda química de oxigeno - DQO, sólidos volátiles y totales, análisis elemental y ácidos grasos volátiles (AGV).

La metodología usada en este trabajo para evaluar la factibilidad de la producción de biogás se presenta de la siguiente manera:

- Realización del análisis elemental y próximo de las muestras de los sustratos e inóculo.

- Uso de los valores de la composición porcentual (CHN) para la aplicación de la ecuación de Buswell y obtención del rendimiento teórico de biometano (BMPT)

- Realización de la prueba del potencial bioquímico de metano (BMP) para cada muestra.

- Comparación del rendimiento del biometano con el rendimiento teórico para obtener el índice de biodegradabilidad.

- Uso de la prueba de BMP para seleccionar los sustratos para un diseño preliminar bajo el rendimiento de biometano esperado.

- Ensayos de digestión anaerobia a escala laboratorio para determinar parámetros como tasa de recirculación, tasa de carga orgánica y efectos inhibitorios de los sustratos.

En la siguiente sección se presenta una descripción acerca de cómo se desarrolló el trabajo experimental según: descripción y caracterización de los sustratos, ensayos de BMP previos al arranque y seguimiento del LBR, igualmente ensayos realizados para el arranque.

4.1 Características del sustrato y acondicionamiento

Residuo de alimento

Como el residuo de alimento es un sustrato heterogéneo, éste puede cambiar dependiendo del momento de recolección, del lugar o región, del tipo de restaurante, entre otras variables, dificultando obtener un modelo para el trabajo experimental a escala de laboratorio. Esto lo han recalcado muchos autores que han utilizado residuos de alimento con una alta producción de metano mezclado con residuos sólidos urbanos (Banks, Chesshire, Heaven, & Arnold, 2011; Yue Zhang, Banks, & Heaven, 2012). Los residuos de alimentos se obtuvieron del restaurante Perú Gourmet (Manizales, Colombia), los cuales se escogieron como sustratos para ser usados en el sistema de digestión de Lecho fijo tipo Batch - LBR.

Se decidió tomar una cantidad de muestra representativa de residuos orgánicos y se procedió a separarlos en la fuente como se puede ver en la fotografía 1A; aproximadamente 10 kg de residuos de alimentos fueron recolectados. Los residuos, fueron separados manualmente de los contaminantes no biodegradables como bolsas plásticas, pitillos, servilletas, empaques de dulces, etc. Después de separar manualmente los residuos de alimentos, fueron triturados inicialmente obteniendo un tamaño de partícula menor de 5 mm, como se ve en la fotografía 1B. Después fueron empacados herméticamente en bolsas plásticas y almacenados a -10°C hasta el momento en que fueron usados para cargar el LBR en el laboratorio. Las muestras fueron descongeladas a temperatura ambiente antes de la carga del reactor. En la fotografía 1 se puede observar los residuos de alimentos trabajados: A) Muestra de residuos de alimentos separados, B) Residuos de alimentos triturados.

Fotografía 1. Residuo de alimento

A) B)

Residuo de poda

El sustrato usado para el sistema de digestión es un residuo obtenido del corte de césped recolectado de los tres campus de la Universidad Nacional de Colombia – sede Manizales. Para el muestreo se aplicó la Norma ASTM D5231 – 92 (ASTM International, 2013), la cual tiene por objetivos “Definir y reportar la composición de los residuos sólidos municipales a través de la selección y clasificación manual de las muestras de desecho”.


35 Esta estrategia, se utilizó también en la metodología aplicada por Bolaños y sus colaboradores en la ciudad de Palmira (Colombia) (Bolaños, et al, 2012).

Fotografía 2. Residuo de poda. (Fuente: propia).

El residuo de poda contenía principalmente corte de césped y algunos troncos, los cuales fueron separados. La muestra de poda fue previamente secada durante 24 h a 55°C y posteriormente sometida a reducción de tamaño (< 4mm) con el fin de mantener condiciones estándar de proceso (Fotografía 2), como se reporta por Singh y colaboradores (A. Singh, Nizami, Korres, & Murphy, 2011). La reducción de tamaño del residuo de poda, antes de la carga del reactor, es una operación de pretratamiento para prevenir cualquier posible obstrucción de válvulas o de la bomba por las fibras y al mismo tiempo la reducción de tamaño incrementa el área superficial disponible para las bacterias. Este pretratamiento es realizable a escala banco buscando con ello mantener condiciones constantes para los diferentes sustratos provenientes de los residuos de alimento (A. S. Nizami et al., 2009; A. Singh et al., 2011).

Fotografía 3. Residuos de poda secos y triturados. (Fuente: propia).

Inóculo granular del reactor UASB

Para el ensayo de lixiviación se tomó como inóculo lodo granular de un sistema de tratamiento UASB (Upflow Anaerobic Sludge Blanket) operando actualmente en el relleno sanitario La Esmeralda de la ciudad de Manizales. Las muestras de lodo de fondo del reactor UASB son utilizadas debido a la estabilidad de este sistema y a los aceptables valores de remoción presentados en operación. El lodo anaerobio es sometido a un proceso de desgasificación mientras se incuba con sustrato limitado a 37°C.

4.2 Caracterización

En la tabla 9 se detallan los tipos de caracterización realizados a las muestras de residuos (sustratos) y el inóculo. La composición elemental (%C, %H, %N, %S, %O y %Cenizas) de los residuos de alimento, poda y del inóculo (lodos del UASB - EMAS), fue realizada en el Laboratorio de Combustión - combustibles de la Universidad del Valle.

Tabla 9. Selección del tipo de Análisis próximo y elemental de los sustratos y del inóculo, y método usado.

Análisis Residuo de alimento

Residuo de poda

Inóculo Método ASTM internacional

Humedad Total (% en peso) x x x ASTM D 3302 Materia Volátil (% en peso) x x x ASTM D 7582

Carbón Fijo (% en peso) x x x ASTM D 3172

Poder Calorífico Superior (kcal/kg)

x x x ASTM D 5865

Poder Calorífico Superior (BTU/lb)

x x x ASTM D 5865

Poder Calorífico Inferior (BTU/Lb)

x x x ASTM D 5865

Cenizas (% en peso) x x x ASTM D 7582

Carbono (% en peso) x x x ASTM D 5373

Hidrogeno (% en peso) x x x ASTM D 5373

Nitrógeno (% en peso) x x x ASTM D 5373

Azufre (% en peso) x x x ASTM D 4239

Oxigeno (% en peso) x x x ASTM D 5373

4.3 Cálculo de la producción teórica de metano usando la ecuación de Buswell

Los resultados del análisis elemental fueron usados para calcular el rendimiento teórico

de metano (BMPT) según la ecuación de Buswell (ecuación 3) y la relación de carbono –

nitrógeno apropiada para la biodigestión.

𝐶𝑛𝐻𝑎𝑂𝑏 + (𝑛 −𝑎

4−

𝑏

2) 𝐻2𝑂 → (

𝑛

2−

𝑎

8+

𝑏

4) 𝐶𝑂2 + (

𝑛

2+

𝑎

8−

𝑏

4) 𝐶𝐻4 (3)

El índice de biodegradabilidad (I.B) (ecuación 4) es definido como la relación del

rendimiento de producción de biometano expresado en porcentaje con el valor teórico


37 máximo obtenido en la ecuación de Buswell. Este parámetro puede ser usado para

evaluar la eficiencia en la conversión de metano asociada tanto a un residuo orgánico

como a un biodigestor (James D. Browne & Murphy, 2014).

𝐼. 𝐵 =𝐵𝑀𝑃𝑟𝑒𝑎𝑙

𝐵𝑀𝑃𝑇× 100 (4)

4.4 Demanda química de oxigeno del residuo de alimento y poda

La demanda química de oxigeno (DQOt) de un compuesto orgánico se define como la cantidad de materia orgánica que ha sido removida o degradada la cual puede ser calculada por la siguiente ecuación (ecuación 5):

𝐶𝑛𝐻𝑎𝑂𝑏𝑁𝐶 + (𝑛 +𝑎

4−

𝑏

2−

3

4𝑐) 𝑂2 → 𝑛𝐶𝑂2 + (

𝑎

2−

3

2𝑐) 𝐻2𝑂 + 𝑐𝑁𝐻3(5)

Donde n es el número de moles de carbono, a es el número de moles de hidrogeno, b el

número de moles oxígeno y c es el número de moles de nitrógeno. La DQO es la cantidad

estequiométrica de oxigeno (O2) necesaria para oxidar un compuesto.

4.5 Ensayos de BMP

Dentro de los proyectos que tienen como finalidad el aprovechamiento y transformación de los residuos sólidos urbanos existe el objetivo de evaluar el potencial de generación de metano (BMP) de un determinado sustrato (residuo). En este caso, dentro de los sustratos evaluados, se encuentran residuos de alimentos y residuos de poda. Para la evaluación del BMP, tanto el residuo de poda como los residuos de alimentos, son usados con el fin de determinar las condiciones experimentales adecuadas en el proceso de tratamiento y codigestión.

Los objetivos que se siguieron fueron: realizar primero el montaje de BMP de acuerdo

con la metodología VDI 4630 (Verein Deutscher Ingenieure, 2006), luego determinar el

potencial de producción de metano de residuos de poda adecuado de acuerdo con la

carga de sólidos volátiles en el sistema, y finalmente evaluar fallas que permitan optimizar

la técnica de análisis y condiciones de proceso.

Se determinaron 3 cargas de acuerdo con los valores máximos recomendados en la

literatura para ensayos BMP y sistemas Batch de digestión anaerobia. Se realizaron los

montajes utilizando botellas cerradas de 500 ml y volumen efectivo 400 ml (tabla 10 –

fotografía 4, 5, 6 y 7) y en botellas cerradas de 1.2 litros (tabla 11 – fotografía 5). Un baño

con control de temperatura fue mantenido a 37°C y la determinación del potencial de

metano fue llevada a cabo durante 30 días, (fotografía 6), realizando seguimiento de

producción de biogás por el método de desplazamiento de volumen, permitiendo el paso

de la mezcla de biogás por una solución de NaOH al 5% con el fin de remover la mayor

cantidad de CO2 y H2S presente en la mezcla gaseosa. Cada sistema fue

herméticamente sellado, no se realizó purga con N2 y se adicionó una mezcla de

nutrientes. Las botellas utilizadas y el sistema de desplazamiento son mostrados en la

fotografía 5.

Tabla 10. Condiciones BMP ensayo 400 ml

Ensayo Peso de poda

[g] Volumen de lodo [L]

Carga en STV [g/L]

1 8.05 0.1 17.8

2 13.05 0.1 27.03

3 18.05 0.1 36.94

Fotografía 4. Montaje BMP, ensayo con 400 ml.

Tabla 11. Condiciones BMP, ensayo con 1,2 L

Sustancia Cantidad

Volumen de lodo 0.52 L

Residuos de poda 163 g

Volumen de agua con nutrientes

677.6 ml

Volumen Total 1.2 L

Las muestras iniciales y finales fueron tomadas para la cuantificación de DQOs,

alcalinidad, pH y AGV (ácidos grasos volátiles), así como la determinación de ST y SV.

Esta información, junto con la producción periódica de metano, permite la evaluación de

la remoción total de materia orgánica, el rendimiento del sistema, (por lo tanto la

acumulación de AGV y acidificación del medio o la acumulación de amonio y el aumento

de pH en el sistema) y las medidas necesarias que deben tomarse para próximos

ensayos. La tabla 12 presenta las cargas utilizadas.


39 Tabla 12. Ensayos realizados, concentración de SV y relación inóculo sustrato (I/S)

Ensayo # Peso muestra (g) Volumen inóculo (L) Concentración STV [g/L] I/S (g SV/g SV)

1 8.09 0.1 17.16 4,86 x10-3

1.1 8.05 0.1 17.08 4,89 x10-3

1.2 8.01 0.1 17.00 4,91 x10-3

2 13.07 0.1 27.06 3,01 x10-3

2.1 13.06 0.1 27.04 3,01 x10-3

2.2 13.04 0.1 27.00 3,01 x10-3

3 18.02 0.1 36.89 2,18 x10-3

3.1 18.04 0.1 36.93 2,18 x10-3

3.2 18.07 0.1 36.99 2,17 x10-3

Fotografía 5. Sistema de reacción y botellas de burbujeo para medición de biogás

Fotografía 6. Sistema de calentamiento

Fotografía 7. Medición de materia orgánica biodegradable

4.6 Diseño y condiciones del reactor

Después de haber seleccionado un reactor de lecho fijo, seco, de una sola etapa tipo

batch -LBR- para la codigestión de residuos de alimentos y de poda, se inicia el proceso

de diseño y construcción del mismo. Teniendo en cuenta que este tipo de tecnología es

un enfoque relativamente nuevo, se encuentra muy poca información en la literatura

sobre el diseño y construcción de un LBR. Por lo tanto, muchos de los detalles de

construcción, tales como dimensiones, sistemas de apertura y cierre, selección de

conexiones y válvulas, entre otros, tuvo que ser calculado o seleccionados de trabajos

publicados en esta área, así como sobre la base del propio conocimiento y experiencia

del autor. Se construyó un digestor de lecho fijo tipo Batch - LBR que consta de una zona

donde el sustrato es empacado y mantenido con un nivel de humedad por debajo del

30%; la capacidad en la zona de retención del sustrato es de 400 gramos. Se dejó dentro

del digestor un espacio para proveer aspersión efectiva del lixiviado sobre el sustrato; se

construyó otro tanque de recolección de lixiviados el cual es bombeado nuevamente a la

parte superior del LBR para que, por aspersión, ingrese a través del medio y vaya

hidrolizando el sustrato.

4.6.1 Configuración detallada del sistema

Digestor de Lecho fijo tipo Batch - LBR

El reactor de lecho fijo tipo Batch usado en este ensayo de laboratorio fue construido en tubo de PVC con un volumen total de 7 L, como se puede observar en la fotografía 8. Las dimensiones se fundamentaron en la revisión bibliográfica según la tabla 13, de las cuales las variables consideradas fueron: la relación inóculo - sustrato (ISR) y la relación longitud-diámetro (L/D) de los cuales no están reportados, en cuanto al volumen se presentan en la tabla 13 lo que es la dimensión de las zonas del reactor (volumen efectivo), Tiempo de retención hidráulica, Tasa de recirculación. El volumen total está


41 dividido en dos secciones: el reactor de 5 L y un tanque de almacenamiento de lixiviado de 2 L. La sección media es el volumen efectivo del reactor (incorporando placa de acrílico de retención de biomasa, tamices y mallas). La sección inferior se diseñó de tal forma que facilita la percolación y recolección del lixiviado como se muestra en la fotografía 8. El volumen efectivo del reactor (sección media) está compuesta por la zona de retención de la biomasa sobre el medio filtrante.

Tabla 13. Dimensionamiento del reactor LBR.

REFERENCIA V operación V efectivo OBSERVACIONES

Xu S., et al. 2012 4.6 L Material: Acrílico ISR (sv/sv) = 0 – 0.8

Browne J., et al. 2013 51 L 17 L Material: Aluminio 3 secciones de igual

volumen

Yesil H., et al. 2010 7 L 4 L Acrílico

Escamilla-Alvarado L., et al. 2012 3.9 L

Fotografía 8. Diagrama esquemático del reactor de lecho fijo tipo LBR.

1) Reactor lecho fijo – LBR. 2) Tanque de almacenamiento de lixiviados.3) Bomba peristáltica.4) Gasómetro.

Se introdujo en el LBR un intercambiador de calor tipo serpentín en acero inoxidable con el objetivo de mantener la temperatura dentro del LBR a 37°C. En este instrumento, se hace circular agua a la temperatura de operación como se puede ver en la fotografía 9, A) Intercambiador de calor tipo serpentín. B) Configuración del intercambiador 1. Entrada, 2. Salida del intercambiador.

Fotografía 9. Detalles del reactor LBR.

A) B)

Sistema de percolación: un sistema de tamizado está ubicado dentro del bio-reactor para asegurar que la materia particulada no obstruya las diferentes partes móviles (bomba) y válvulas del LBR. Una placa de acrílico con orificios de 5 mm, una malla de 2 mm, un lecho de gravilla (gruesa y fina) está dispuestos para este propósito. Dentro del LBR, las partículas gruesas son filtradas por agujeros de diámetro 5 mm en toda la superficie de la placa de acrílico. La malla del filtro del lecho tiene agujeros de 2 mm de diámetro. El medio filtrante se construyó como una unidad removible ubicada bajo la placa acrílica perforada de 5 mm, la cual se encuentra conformada por una capa de 100 mm de grava como se puede ver en la fotografía 10, A) Medio filtrante. B) Filtro empacado.

Fotografía 10. Detalles del medio filtrante.

A) B)


43 Bomba de velocidad variable: Una bomba peristáltica de velocidad variable (bomba de membrana, dosificadora, para fluido, accionada por solenoide. Presión máxima 17 bar, caudal máximo 79.5 lph. Marca PULSAtron PLUS Series ET como se puede ver en la fotografía 11B, está conectado al LBR en el extremo izquierdo fotografía 11A, el cual hace recircular el lixiviado dentro de todo el sistema, desde el tanque de lixiviado a la parte superior del LBR. Una tasa de recirculación recomendada por (James D. Browne et al., 2013) (1-1.5 veces al día) y un correcto diseño de la campana de aspersión que eviten la canalización a través del medio aseguran una buena hidrólisis y conversión eficiente de los sólidos volátiles a DQO.

Fotografía 11. Detalle sistema de reacción.

A) B)

Gasómetro.

El gasómetro es una botella del tipo mariotte que se utiliza debido a su simplicidad y fácil manejo, se encuentra reportado en varios trabajos y es una técnica avalada por la norma técnica alemana - VDI. Este dispositivo mantiene constante su capacidad de estabilización en procesos donde un líquido es desplazado por un gas. Para la construcción de una botella tipo mariotte se usa un recipiente de vidrio como se puede observar en la fotografía 12. Además, este montaje permite el cierre hermético del recipiente y el correcto funcionamiento de la botella de mariotte.

A escala industrial y comercial remover el CO2 durante la recolección del biogás ayuda aumentar la concentración de metano aprovechable y a reducir la emisión de gases de efecto invernadero. Este contenido de CO2 de la producción de biogás puede ser minimizada haciéndolo burbujear en agua. El CO2 disuelto forma ácido carbónico y esta agua carbonatada puede ser adicionada al lixiviado y ayudar a mejorar la disolución de la hemicelulosa, también se reduce el CO2 haciendo pasar el biogás a través de un lecho de NaOH tipo pellets en escamas (Verein Deutscher Ingenieure, 2006).

Fotografía 12. A) Gasómetro de Botella del tipo mariotte. B) Esquema de una botella del tipo mariotte.

A) B)

Dado que el gasómetro tipo mariotte es muy simple en su construcción y operación, y los resultados obtenidos son muy claros y precisos, se recomienda su uso en experimentos a escala laboratorio y piloto para estudios sobre digestión anaerobia.

4.6.2 Condiciones de operación

Basado en los estudios de BMP llevados previamente, así como la relación sustrato - co-sustrato más apropiada y la revisión bibliográfica, el reactor de lecho fijo (LBR) fue cargado bajo las siguientes condiciones: 200 gramos de residuos de alimentos y 200 gramos de residuo de poda. Esto, se puede ver en la tabla 13.

Tabla 13. Condiciones de operación de digestión anaerobia de residuos de alimento y poda

PROPIEDAD LBR

MASA (g) V (ml) ST (g) SV (g)

Inóculo 2400 2400 2360,0 693,6

Residuo de alimento 200

183,06 145,68

Residuo de poda 200 198,82 159,86

Nutrientes 8,8 20 0 0

Agua 2580 2580 0 0

Vtotal (ml)

5000

ST (g/ml) 0,55

SV (g/ml) 0,20

RIS (w/w) 6,00


45

PROPIEDAD LBR

MASA (g) V (ml) ST (g) SV (g)

RIS (vs/vs) 2,27

L/S (ml/g) 1,82

4.6.3 Seguimiento de variables

Método analítico

Los sólidos totales (ST) y los sólidos volátiles (SV) fueron medidos de acuerdo con el

Standard Methods 2540 G (APHA, Water Environment Federation, & American Water

Works Association, 1999a). El pH fue determinado usando un pHmetro (Mettler Toledo

FEP20) calibrado con soluciones buffer de pH 4.0, 7.0 y 10.0. La composición elemental

(%C, %H, %N, %S, %O y %cenizas) de los residuos de alimento, poda y del inóculo

(lodos del UASB - EMAS), fueron obtenidos por análisis porcentual y para este análisis se

contrató con un laboratorio (Laboratorio de Combustión - combustibles de la Universidad

del Valle); los resultados se presentaron en la tabla 9.

Variables

Las variables que fueron evaluadas con el fin de determinar el comportamiento del sistema se presentan a continuación. Las zonas del reactor donde se hizo seguimiento se encuentra en la tabla 14 y en la ilustración 3:

Temperatura:

Para controlar la temperatura se le incorporó un serpentín dentro del reactor, esto para garantizar una temperatura de 37°C dentro del LBR, y se conectó el serpentín a un baño termostatado el cual mediante bombeo introducía agua a la temperatura programada.

Biogás:

Se le hace seguimiento empleando el método de absorción y desplazamiento de volumen, utilizando una botella de mariotte. Esta medición se hace de forma continua, haciendo lecturas diarias.

pH:

Se realiza una toma de muestra en la válvula de 3 vías que se encuentra ubicado en el tanque de lixiviados del biorreactor. Sé le hizo un seguimiento diario.

Ácidos grasos volátiles:

Se realiza una toma de muestra en la válvula de 3 vías que se encuentra ubicado en el tanque de lixiviados del biorreactor. Permite tener una aproximación de la fase en la que se encuentra en el proceso e igualmente es un indicador del estado del LBR.

DQO soluble:

Se realiza una toma de muestra en la válvula de 3 vías que se encuentra ubicado en el tanque de lixiviados del biorreactor.

Este seguimiento se hace mediante el análisis de DQO micro de acuerdo con los métodos estandarizados (APHA, Water Environment Federation, & American Water Works Association, 1999b; Jagadabhi, Kaparaju, & Rintala, 2010)

Sólidos volátiles totales:

Se realiza una toma de muestra de la biomasa madurada del biorreactor (digestato) al finalizar la digestión y se obtiene de esta manera el porcentaje degradado de SVt.

Tabla 14. Seguimiento de variables en el LBR

Variable de seguimiento

Método Zona de medición. (Figura 15)

Temperatura Termómetro electrónico E-1 Digestor – LBR

Biogás Gasómetro tipo Mariotte E-3 Gasómetro (Botella Mariotte)

pH pHmetroMettler Toledo FEP20 E-2 Tanque (Almacenamiento de lixiviados)

AGV Standard Methods 5560 C E-2 Tanque (Almacenamiento de lixiviados)

DQO Standard Methods 5220 D E-2 Tanque (Almacenamiento de lixiviados)

Sólidos volátiles Standard Methods 2540 G E-1 Digestor – LBR

Alcalinidad Standard Methods 2320 B E-2 Tanque (Almacenamiento de lixiviados)

Ilustración 3. Diagrama de flujo del reactor de lecho fijo tipo LBR

4.6.4 Arranque y ensayos realizados

Arranque


47 Se hicieron tres corridas en total con el fin de probar el equipo y garantizar que las variables serán siempre controladas.

Primera corrida: se construyó el reactor según las especificaciones planteadas y se instaló como tanque de lixiviados un bioreactor en vidrio con agitación. Una de las ventajas de usar este bioreactor como tanque de lixiviados es la disponibilidad de una chaqueta para calentamiento del lixiviado (fotografía 13 punto 2); sin embargo, su principal desventaja es la poca hermeticidad en el sello neumático. En la fotografía 13 se puede observar los detalles del sistema: 1) Baño térmico con recirculación. 2) Biorreactor de vidrio de 2 L de volumen útil con sistema de agitación por aspas. 3) Lecho descendente. 4) Bomba peristáltica. 5) Unidad de control de agitación del biorreactor. 6) Gasómetro.

Fotografía 13. Montaje sistema de reacción por recirculación “Primera corrida”.

Segunda corrida: el biorreactor en vidrio fue reemplazado por un recipiente en PVC de 1.5L de volumen útil. Esta modificación permitió utilizar el tanque con control de nivel, su principal utilidad fue la reducción de espacios y el aumento en la simplicidad del esquema (fotografía 14). Su desventaja es la forma de calentamiento debido al cambio de material (se debe suministrar más calor) y a que el recipiente no cuenta con chaqueta, por lo que se hizo el calentamiento tipo baño maría (fotografía 14B)

Después de cargado el bioreactor, se selló la tapa del LBR con silicona para garantizar sello neumático y se procedió a prender la bomba peristáltica (fotografía 14A). En la fotografía 14 se pueden observar las modificaciones hechas al equipo: A) Roscas de seguridad de la bomba. B) Sistema de calentamiento.

Fotografía 14. Algunas modificaciones al sistema de reacción -Segunda corrida-.

A) B)

Tercera corrida: se corrigió el problema de calentamiento introduciendo un serpentín en acero inoxidable por donde circulaba agua a la temperatura requerida de 37°C.

Mediante las tres corridas se le dio seguimiento operacional al LBR encontrando un buen desempeño y se corrigieron pequeños detalles en la construcción y diseño del LBR como:

- El aseguramiento con fibra de vidrio de las mangueras a la bomba peristáltica.

- Fugas en los sellos hidráulicos.

- Fugas en los sellos neumáticos.

- Mejoramiento en la botella de mariotte.

- Calentamiento del tanque de lixiviado por un termostato, mediante un baño continuo, garantizando una temperatura de operación de 37°C.

El sistema fue arrancado el día sábado 14 de febrero de 2015, con condiciones idénticas. Otras variables de operación de importancia son:

- Caudal de recirculación de 23 L/d. De acuerdo con recomendaciones de Cadavid-Rodriguez (2012 ) de 4 L/Lreactor/d.

- Temperatura de 37°C, con el fin de garantizar condiciones mesofílicas.

- No se adiciona buffer para el control del pH del medio.

- Atmósfera no inerte y sin presión positiva. No se realizó purga del sistema con N2 o biogás.

La producción de biogás en el sistema presentó una evolución desde el día 1 de reacción. Esto hizo inferir en la degradación del inóculo o un problema con el gasómetro. La segunda opción fue validada, razón por la cual los datos leídos están sobreestimados. Variaciones en la temperatura durante el día, evaporación del agua en el interior de la botella mariotte, desplazamiento de aire al interior del sistema de reacción (i.e. por ascenso o descenso de nivel de lixiviado) y el material no rígido de la botella, generan descargas de agua que estaban siendo medidas. Además, una producción desde el día 1 no es esperada dado que el inóculo se encontraba desgasificado al ser incubado durante


49 1 mes aproximadamente y la producción de biogás se esperaba iniciará entre los días 5 a 15.

Recirculación

De acuerdo con Wei y colaboradores, la recirculación periódica del medio líquido del reactor puede acelerar la hidrólisis de materia orgánica (Wei, Kitamura, & Li, 2005). Inicialmente, existe un incremento en ácidos grasos volátiles y los niveles de DQO, acompañados por una reducción en los niveles de pH.

Como la recirculación de los lixiviados en el LBR es un parámetro de importancia, las ecuaciones (6) y (7) describen un modelo simple del sistema de lixiviación.

𝑇𝑅𝐻 = 𝑉𝑒

𝑄 (6)

Donde: T.R.H es el tiempo de retención hidráulico, Q es el caudal y Ve es el volumen efectivo del reactor. La tasa de dilución (Φ) está definida como:

Φ =1

𝑇𝑅𝐻=

𝑄

𝑉𝑒(7)

Donde: Q es el caudal de recirculación (L d-1) y Ve es el volumen del reactor (L). En la tabla 15 se observan los rangos recomendados y las condiciones trabajadas durante arranque del LBR para la recirculación de los lixiviados:

Tabla 15. Tasa de dilución y recirculación.

Variables Recomendado LBR

Volumen reactor LBR (L) - 5,0

Caudal de recirculación, Q (L d-1

) 15 – 30 2

23

Tiempo de retención hidráulico 0,16 – 0,33 días 0,217 días

4 – 8 horas 5,21 horas

Tasa de dilución (días) 3 – 6 1,2

4,6 Fuente: 1) A. Singh et al., 2011, 2) A. S. Nizami & Murphy, 2010

El trabajo de Teresa Sponsa et al (Sponza & Aǧdaǧ, 2004) y Takwai (T. E. Lai,

Nopharatana, Pullammanappallil, & Clarke, 2001), recomienda que el momento óptimo

para recircular el lixiviado y tener una digestión eficiente es hacerla con una frecuencia de

4 veces por semana, pero cuando el volumen de lixiviado generado es igual o mayor que

el 10% del volumen del reactor de lecho fijo tipo Batch, la frecuencia seria 1 a 1,5 veces

al día.

Modelamiento Cinético de la digestión anaerobia de residuos de alimentos y poda

en un LBR.

Mediante el software de EXCEL se tabularon los datos de producción acumulada de

metano obtenida en el seguimiento diario al LBR. Posteriormente se usa la herramienta

Solver que resulta útil para encontrar las variables de una ecuación seleccionada con el

fin de generar una curva que se ajuste a los datos de producción acumulada de metano,

pues estos datos son no lineales.

Se ajustaron los datos de producción acumulada de metano a las dos ecuaciones

cinéticas de primer orden (Ecuaciones 8 y 9):

𝑌 = 𝑌𝑚𝑎𝑥 ∗ 𝑒𝑘𝑡(8)

𝑌 = 𝑌𝑚𝑎𝑥 ∗ (1 − 𝑒−𝑘𝑡)(9)


51

5. Resultados y análisis

En este capítulo se presentan los resultados obtenidos de la caracterización de los residuos de: alimento, poda y del inóculo, los resultados en los ensayos previos (BMP), los resultados en cuanto al arranque y operación, y una propuesta de incluir una etapa adicional al LBR. Además se describen los resultados teóricos del potencial de producción de biogás por unidad de residuo de alimento y poda desde la estequiometria planteada por Buswell. Por último, se describe teóricamente el cálculo de la relación DQO teórica vs sólidos totales y sólidos volátiles se comparan con los datos reales y se presentan el modelamiento cinético basada en dos diferentes ecuaciones de primer orden.

5.1 Caracterización

Se puede ver en la tabla 16 los resultados (próximo y elemental) realizados a las muestras de residuos (sustratos) y el inóculo. La composición elemental (%C, %H, %N, %S, %O y %Cenizas) de los residuos de alimento, poda y del inóculo (lodos del UASB - EMAS). El residuo de alimento se diferencia del de poda predominantemente por la concentración de sólidos; los residuos de alimentos están por el orden de 99,41%, mientras que el residuo de poda está por el orden de 91,53% del contenido de sólidos. Se puede observar en la Tabla 16 una comparación tanto del residuo de poda como el de alimento usado en este trabajo con otros trabajos encontrados en publicaciones, quienes manejaron los mismos sustratos pero en condiciones de operación diferentes a la acá expuesta, el % C, %H, %N, %S, %O y %Cenizas tienen similaridad con los sustratos encontrados en estos trabajos. También se puede observar que si difieren en la cantidad de humedad total y en el porcentaje de sólidos totales y volátiles reportados en los trabajos de Browne y de Nizami. En cuanto al inóculo es muy diferente los resultados dado que en el trabajo de Browne y sus colaboradores usaron lodos de un reactor anaerobio para aguas residuales domésticas

Tabla 16. Análisis próximo y elemental de los sustratos y del inóculo, comparación con referencias.


1 Inóculo1 Residuo

de poda1

Residuo de alimento

2 Inóculo2 Residuo

de poda3

Humedad Total (% en peso)

0,59 1,66 8,47 29,4 11,3 22

Materia Volátil (% en 79,93 28,90 72,84 95,1 81,0 92,0


1 Inóculo1 Residuo

de poda1

Residuo de alimento

2 Inóculo2 Residuo

de poda3

peso)

Carbón Fijo (% en peso)

16,42 0,00 16,65

Poder Calorífico Superior (kcal/kg)

4775,7 899,1 4183,3

Poder Calorífico Superior (BTU/lb)

8596,0 1618 7530

Poder Calorífico Inferior (BTU/Lb)

7945 1423 6874

Cenizas (% en peso) 3,65 71,10 10,51 4,9 19,0 1,5

Carbono (% en peso) 48,28 12,55 44,70 49,6 42,1 49,93

Hidrogeno(% en peso)

6,81 1,87 5,89 7,3 5,8 6,52

Nitrógeno (% en peso)

2,11 1,60 2,75 3,5 7,3 2,05

Azufre (% en peso) 0,16 3,24 0,25

Oxigeno (% en peso) 38,98 9,64 35,90 39,6 25,8 41,49

Fuente: 1) Laboratorio de Combustión, combustibles de la Universidad del Valle, 2) Browne et al. 2013, 3) Nizami et al. 2012

Cabe destacar que se encontró una gran similitud entre el sustrato trabajado y el obtenido por revisión bibliográfica, dando así un 84.76% de similitud entre el residuo de alimento de este trabajo con relación al del trabajo de Browne et al, y un 92.02% de similitud con el residuo de poda del trabajo de Nizami et al. Además se encontró que el inóculo utilizado tiene una concentración de SV muy baja (0.5%) comparada con el inóculo trabajado por Browne, pero al analizar su relación SV/ST es observa que es la adecuada (25%).

5.2 Ensayos de BMP

Potencial bioquímico de metano a escala laboratorio

Se observó durante esta fase que hacer un pretratamiento al residuo, sometiéndolo a

temperaturas de 60-70°C por un periodo de tiempo de 5 a 10 minutos mejora la cantidad

de materia orgánica presente. Por tanto, esto demuestra que es factible que mejore el

proceso de digestión anaerobia.

Se realizaron tres ensayos a un volumen de 400 ml y un ensayo a un volumen de 1200

ml. En cada ensayo se varió la relación inóculo sustrato y se le hizo seguimiento del

volumen generado de biogás. En la ilustración 4 y en la ilustración 5 se observan los

diferentes volúmenes de metano acumulado producido en el tiempo de evaluación para

un volumen de 400 ml y 1200 ml respectivamente y a cada ensayo se le varió la relación

inóculo sustrato.


53 Ilustración 4. Volumen de metano acumulado registrado en los ensayos de 400 ml

Las diferentes relaciones inóculo-sustrato (I/S) trabajadas se pueden observar en las

siguientes tablas donde se encuentran los rendimientos de metano a diferentes

relaciones (I/S) para un volumen de 400 ml (ensayos 1.P, 2.P y 3.P) (tabla 17) y 1200 ml

(ensayo 4.p) (tabla 18).

Para cada uno de los ensayos de 400 ml (1.P, 2.P y 3.P) se mantuvo el volumen

constante de inóculo de 100 ml y se varió la alimentación de sustrato, 8.05 g, 13.05 g y

18.05 g respectivamente (Tabla 17). Se puede observar que de los ensayos a 400 ml el

más adecuado en cuanto a rendimiento se obtuvo en la relación inóculo sustrato (I/S) de

0.0775 (ensayo 1.p).

Tabla 17. Rendimientos experimentales para la producción de metano (400 mL)

Ensayo Relación I/S Rendimiento

[L CH4 / kg STV ]

1. P 0,0775 157,97

2. P 0,0477 73,44

3. P 0,0345 54,43

Fuente: elaboración propia

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

0 200 400 600 800

Vo

lum

en

de

me

tan

o a

cu

mu

lad

o [

mL

]

Tiempo [h]

Ensayo 1.P

Ensayo 2.P

Ensayo 3.P

Ilustración 5. Volumen de metano acumulado registrado en los ensayos de 1200 mL

Tabla 18. Rendimientos experimentales para la producción de metano (1200 mL)

Ensayo Relación I/S Rendimiento [mL CH4 / g STV ]

4. P 0.0198 21.71

El potencial bioquímico de metano evaluado se puede observar en la siguiente tabla 19 donde se compara el rendimiento obtenido en las diferentes pruebas BMP y rendimientos reportados en otros trabajos. Se puede observar que el ensayo 1.P de 400 ml está dentro de los rangos encontrados en bibliografía según Massé y sus colaboradores y no está lejos de los rendimientos obtenidos por Plöchl. Se encontró un 43,5% de reducción de sólidos volátiles para el residuo de poda y 43% de reducción de sólidos volátiles para el residuo de alimentos.

Tabla 19. Comparación de rendimientos experimentales obtenidos y rendimientos obtenidos en otras investigaciones

Ensayo Relación

I/S Rendimiento

[mL CH4 / g STV ad] Plöchl, 2013 Massé et al., 2010

1. P 0.0775 157.97

267 - 374 191 – 309 2. P 0.0477 73.44

3. P 0.0345 54.43

4. P 0.0198 21.71

0

1000

2000

3000

4000

5000

0 100 200 300 400 500 600

Vo

lum

en

de

meta

no

acu

mu

lad

o

[mL

]

Tiempo [h]


55

5.3 Características del sustrato y acondicionamiento

5.3.1 Digestión y codigestión

Un aspecto que hay que tener en cuenta en la codigestión de residuos de poda con residuos de alimentos es que la degradación de los residuos de alimentos ocurre rápidamente en comparación a los residuos de poda. Nizami y sus colaboradores (2012) reportan una degradación del 73% en sólidos volátiles cerca de 31 días con altas cargas de recirculación para residuos de poda. Browne & Murphy (2014) reportan en su trabajo un 88% de degradación de sólidos volátiles en 25 días para residuos de alimentos. Comparando los trabajos de ambos autores sugieren que el residuo de alimento se descompone dos veces más rápido que el residuo de poda.

5.3.2 Producción de biogás por unidad de residuo de poda y de alimentos basado en los sólidos volátiles

El contenido de sólidos en base seca de un residuo de poda varía entre 50-90% (A. Singh et al., 2011) y para residuos de alimentos el contenido de sólidos varía entre 42 – 56% (Murto, Björnsson, Rosqvist, & Bohn, 2013). Tanto el residuo de poda como el de alimento usado en este trabajo tienen un contenido de sólidos entre 91,53 % y 99,41% respectivamente, indicando poca cantidad de humedad. Basado en el análisis elemental (tabla 16) se obtiene las siguientes ecuaciones estequiométricas para el residuo de poda y residuos de alimentos respectivamente:

Residuos de poda: C18,96H29,99O11,50N

Residuos de alimento C26,70H45,18O16,24N1

Basado en las formulas químicas empíricas obtenidas, la relación (C:N) del residuo de poda 18,9:1 no se encuentra dentro de la relación que recomienda Brown y sus colaboradores ‘20:1 - 30:1’ (2008). Se puede observar que el residuo de alimento tiene una relación C:N de 26,7:1 por tal motivo la codigestión de residuos de poda con residuos de alimentos ayuda a compensar esa relación. Esto indica que si ambos residuos se mezclan, serían muy susceptibles de ser digeridos según la relación recomendada por Brown y sus colaboradores (Brown & Li, 2013; Dieterich & Fh, 2008). Para obtener la relación recomendada por Brown se hace un balance de masa, inicialmente se tomaron 200 g de residuo de poda y se determinó que cantidad de residuo de alimentos son necesarios para que globalmente la relación C:N este dentro del rango recomendado, y esta se alcanza con 40 g de residuos de alimentos, obteniéndose una relación C:N de 20:1. Para 200 g de residuos de poda y 200 g de residuo de alimentos la relación C:N es de 22.36:1, se optó por esta relación.

La producción de biogás por unidad de residuo de alimento y poda a partir de su estequiometria es un descriptor esencial de un sistema de digestión anaerobia (James D.

Browne et al., 2013; A. S. Nizami & Murphy, 2010). En la tabla 20 se muestra los cálculos de la producción de biogás teórica estimada asociada con el 43,5% de reducción de sólidos volátiles para el residuo de poda y 43% de reducción de sólidos volátiles para el residuo de alimentos; estas reducciones de los sólidos volátiles tanto del residuo de poda (43,5%) como del residuo de alimento (43%) se obtuvieron de las pruebas de BMP:

Tabla 20. Producción de biogás por unidad de residuo de alimento y poda desde la

estequiometria.

Residuo de poda

C18,96H29,99O11,50N + 5,72H2O 10,35CH4+ 8,61CO2

441,59 + 102,89 165,67 + 378,81

544,48 544,48 (Comprobación del balance)

183,06 Kg ST + 42,65 Kg H2O 68,68 Kg CH4+ 157,03 Kg CO2 (91,53% ST)

145,68 Kg SV + 33,94 Kg H2O 54,66 Kg CH4+ 124,97 Kg CO2 (72,84% SV)

63,370 Kg SVreducido + 14,77 Kg H2O 23,78 Kg CH4+ 54,360 Kg CO2 (43.5% SVreducido)

Residuo de alimento

C26,70H45,18O16,24N1 +7,28H2O 14,94CH4 + 11,76CO2

625,29 + 131,06 238,99 + 517,36

756,35 756,35 (Comprobación del balance)

198.8 Kg ST +41,67 Kg H2O 75,99 Kg CH4+164,5 Kg CO2 (99,41% ST)

159,8 Kg SV +33,51 Kg H2O 61,10 Kg CH4+132,2 Kg CO2 (79,93% SV)

68,73 Kg SVreducido+14,41 Kg H2O 26,27 Kg CH4+56,88 Kg CO2 (43,00% SVreducido)

Densidad

Densidad del CH4= 0.512 kg/m3 (Presión y temperatura de Manizales)

Densidad del CO2= 1.408 Kg/m3 (Presión y temperatura de Manizales)

Balance de energía

1m3 de CH4 = 25,63 MJ (Condiciones de Presión y Temperatura de Manizales)

Cálculo de Energía del Metano

CH4 + 2 O2 CO2 + 2 H2O

ΔHf CH4 = -74,87 Kj / mol (Entalpia de formación)

ΔHf CO2 = -393,13 Kj / mol (Entalpia de formación)

ΔHf H2O = -241,4 Kj / mol (Entalpia de formación)


57

ΔHrxn = ΔH CO2 + 2 ΔH H2O - (ΔH CH4 + 2 ΔH O2) (Entalpia de reacción)

ΔHrxn = -801,06 Kj / mol

Mol CH4 = 31,99 moles en 1 m3 de CH4 a Presión y Temperatura de Manizales

Energía contenida en 1 m3 de CH4 = -25626,40 KJ / m

3 de CH4

= -25,63 MJ / m3 de CH4 (E < 0 el sistema desprende o libera energía al entorno)

Biogás, Residuo de poda

Proporción del gas por volumen = 46,65L CH4 + 38,62 L CO2 = 85,07 L Biogás

Porcentaje de metano y dióxido de carbono en el Biogás =54,60% CH4 + 45,40 % CO2por

volumen

1m3 de biogás con el 54,60% CH4= 13,99 MJ / m

3

46,65 L CH4= 1,19 MJ

63,37 g SVReducido = 1,19 MJ

Biogás, Residuo de Alimento

Proporción del gas por volumen = 51,33L CH4 + 40,41 L CO2 = 91,74 L Biogás

Porcentaje de metano y Dióxido de carbono en el Biogás =55,95% CH4 + 44,05 % CO2 por

volumen

1m3 de biogás con el 55,95% CH4= 14,34 MJ / m

3

51,33 L CH4= 1,32 MJ

68,73 g SVReducido = 1,32 MJ

Producción de Biogás total por unidad de residuo de alimento y poda

97,78 L CH4= 132,11 g SVReducido

665,645 L CH4 / kg SVReducido = 545,68 L CH4 / Kg Residuo total

176,81 L Biogás = 132,11 g SVReducido

1020,76 L Biogás / kg SVReducido = 1237,78 L Biogás/ Kg Residuo total

Estos datos muestran que el contenido de CH4 teórico está en orden del 54.60% para el residuo de poda y del 55.95% para el residuo de alimento por unidad de volumen. Obteniéndose teóricamente estos resultados (BMPT) por unidad de residuo de alimento y poda la cuestión es así:

665,645 L CH4 kg-1 SV reducidos o 545,68 L CH4 kg-1 residuo total;

1020,76 L biogás kg-1 SV reducidos o 1237,78 L biogás kg-1 residuo total.

Para mejorar estas cifras se necesita que haya una degradación de sólidos volátiles de aproximadamente un 60% o mayor y esto se obtiene seleccionando el biodigestor adecuado y el control correcto de las variables de seguimiento (A. S. Nizami, 2011). En este trabajo se obtuvo un 77,18% de degradación de sólidos volátiles en el LBR, indicando según la ecuación de Buswell que los rendimientos teóricos son más altos. Estas cifras están en concordancia con lo obtenido en la revisión bibliográfica (tabla 1). En la Tabla 21 se puede observar los diferentes rendimientos en la producción de metano obtenidos, comparado con rendimientos obtenidos en literatura y con el dato teórico obtenido por estequiometria de Buswell.

Tabla 21. Comparación de rendimientos experimentales obtenidos, rendimientos obtenidos en otras investigaciones y el índice de biodegradabilidad (I.B)

Ensayo BMP

[L CH4 / Kg SV] Plöchl, 2013

Massé et al., 2010

Browne, 2013 I.B

(BMP/BMPT)

400 ml 157,97

267 - 374 191 - 309 300 - 340

23,73

1200 ml 21,71 3,26

LBR 216,08 22,08

Aunque en el LBR se obtuvo una degradación de sólidos volátiles del 77,18%, el índice de biodegradabilidad fue bajo (32,46%), indicando que la eficiencia en la conversión de metano asociada tanto al residuo de poda y al residuo de alimento como al LBR, o a ambos se debe mejorar. Para ello se le debe hacer seguimiento a posibles inhibidores como son el amoniaco, H2 y el H2S quienes a concentraciones altas inhiben la conversión a metano. Se debe entonces evaluar el desempeño del LBR con otra relación inóculo-sustrato, evaluar otra tasa de recirculación o evaluar el pretratamiento del residuo de poda y de esa manera mejorar el índice de biodegradabilidad.

5.3.3 Demanda química de oxigeno del residuo de alimento y poda

La demanda química de oxigeno teórica (DQOt) de un compuesto orgánico se define como la cantidad de materia orgánica que ha sido removida o degradada teóricamente. Y en vista de que la digestión anaerobia no es un proceso oxidativo, la DQO teórica calculada por estequiometría equivale a la cantidad de materia orgánica degradada, el cual se puede relacionar con la cantidad de CH4 obtenido teóricamente y servir de línea base y de comparación para determinar el desempeño del LBR.

Usando la información de la formula química empírica que se obtuvo del análisis elemental (tabla 16), tanto para residuo de alimento como residuo de poda, se calcula la demanda química de oxigeno teórica (DQOt) necesaria para oxidarla completamente según la estequiometria de la reacción. En la tabla 22 se pueden observar los cálculos y decir que


59

- Un mol de residuo de alimento en base seca se puede escribir como:

C26,70H45,18O16,24N1

Peso molecular de 639,29 g/mol

- Un mol de residuo de poda en base seca se puede escribir como:

C18,96H29,99O11,50N1

Peso molecular de 455,59 g/mol

Tabla 22. Cálculo de la relación DQOt vs sólidos totales y sólidos volátiles

Residuo de alimento

C26,70H45,18O16,24N1 + 29,12O2 26,70CO2+21,09H2O +NH3

639,29+ 931,96=1174,58+ 379,66+17,00

1571,25 =1571,25(Comprobación del balance)

200 gramos de residuo de alimento contiene 198,82 g de Sólidos Totales

200 gramos de residuo de alimento contiene 159,86 g de Sólidos Volátiles

DQOt Residuo de alimento

198,82 g de Sólidos totales necesita 289,84 g O2 ( Demanda química de Oxigeno)

Relación g DQO g ST-1

= 1,46 gDQO / gST

Relación g DQO g SV-1

= 1,81 gDQO / gSV

Residuo de Poda

C18,96H29,99O11,50N1 + 19,96O2 18,96CO2+13,49H2O +NH3

455,59+ 638,68= 834,40+ 242,87+17,00

1094,27 =1094,27(Comprobación del balance)

200 gramos de residuo de alimento contiene 183,06 g de Sólidos Totales

200 gramos de residuo de alimento contiene 145,68 g de Sólidos Volátiles

DQOt Residuo de Poda

183,06 g de Sólidos totales necesita 256,63 g O2 ( Demanda química de Oxigeno)

Relación g DQO g ST-1

= 1,40 gDQO / gST

Relación g DQO g SV-1

= 1,76 gDQO / gSV

Por lo tanto 29,12 moles de oxigeno son requeridos para oxidar 1 mol de residuo de alimento y 19,96 moles de oxigeno son requeridos para oxidar 1 mol de residuo de poda, en base seca, y producir dióxido de carbono, amonio y agua. Estos datos indican que, por cada 198,82 g de sólidos totales de residuo de alimento, 289,84 g de O2 son requeridos para su oxidación, dando una relación de 1,46 g DQO g TS-1 de residuo de alimento y que por cada 183,06 g de sólidos totales de residuo de poda, 256,63 g de O2 son requeridos para su oxidación, dando una relación de 1,40 g DQO g TS-1 de residuo de poda. Como los residuos de alimentos tienen un contenido alto de sólidos volátiles de 0,80 g SV por g ST, la relación puede ser expresada como 1,81 g DQO g SV-1, y el residuo de poda contiene 0,79 g SV por g ST, por eso, la relación puede ser expresada como 1,76 g DQO g SV-1.

Tabla 23. Relación DQO – SV teóricos para los residuos de alimento y poda.

Residuo de alimento Residuo de poda

g DQO / g SV 1,81 1,76

Fuente: elaboración propia

5.3.4 Degradación de residuos de alimento y poda en el digestor de lecho fijo tipo Batch (LBR)

En este trabajo se manejó una tasa de recirculación de 23 L dia-1 para las tres corridas y se obtuvo una remoción de sólidos volátiles promedio de 77,18% (Tercera corrida) con un tiempo de retención de sólidos de 32 días. Basado en la relación de gDQO gSV-1 de la tabla 23, el volumen total de lixiviado que se recircula en el LBR y los sólidos volátiles de gradados que se obtuvieron al final de los 32 días, se obtiene la DQO teórica que es la línea base de comparación para saber si hubo un rendimiento bajo o alto durante todo el proceso de digestión de los residuos de alimento y poda. La producción de la DQO teórica se calcula mediante la siguiente ecuación 10 (James D. Browne et al., 2013):

𝐷𝑄𝑂𝑡 =[𝑆𝑉𝐼𝑛𝑖𝑐𝑖𝑎𝑙 (𝑔)−𝑆𝑉𝐹𝑖𝑛𝑎𝑙(𝑔)]×(

𝑔 𝐷𝑄𝑂

𝑔 𝑆𝑉)

𝑉𝑜𝑙𝑢𝑚𝑒𝑛 𝑡𝑜𝑡𝑎𝑙 𝑑𝑒 𝑙𝑖𝑥𝑖𝑣𝑖𝑎𝑑𝑜𝑠 (𝑙) (10)

El rendimiento teórico de DQO después de 32 días se calcula de la siguiente manera:

𝐷𝑄𝑂𝑡 =(305.54𝑔 − 235.84 𝑔) × 1,76

5 𝐿

𝐷𝑄𝑂𝑡 = 24.53 𝑔

𝐿

Comparando los resultados con los trabajos referenciados se encontró que aunque la DQO final (33 días) fue muy semejante tanto por codigestión como por monodigestión de cada residuo (Browne y Nizami), la DQO perdida por respiración tanto en la codigestión como en la monodigestión fueron muy similares, e igual la DQO teórica fue muy similar a


61 los trabajos de Browne y Nizami, el %DQO teórica degrada perdida fue mayor en el LBR trabajado por codigestión, la DQO medida en el LBR (Tanque de almacenamiento de lixiviados) después del día 32 fue de 5,34 g L-1, lo cual infiere que 19,187 g L-1 (78,21%) se perdieron por en el proceso de hidrólisis que detuvo parcialmente las solubilización de la DQO. La Tabla 24 se compara el porcentaje de DQO teórico perdido del LBR trabajado y dos trabajos donde trataron residuos similares donde se ve el porcentaje de DQA teórica perdida para residuo de alimento y residuo de poda, ambos trabajos usando LBR´s.

Tabla 24. Comparación del análisis de DQO..

Codigestión LBR Residuo de

alimento1

Residuo de poda2

DQO final (g L-1

) día 33 5,343 11,44 9,8

DQO perdida por respiración y oxidación (g L

-1)

19,187 10,41 18,2

DQO teórica (g L-1

) 24,53 22 28

% DQO teórica degrada perdida 78,21% 47,5% 35%

Fuente: (1) Browne et al., 2013. (2)Nizami, 2011

El dato de DQO se comparó con los datos reales de DQO (tabla 24) e igual se puede observar en la gráfica 3, la cual muestra la variación en el tiempo de la DQO y cómo éste disminuye al irse incrementando la producción de biogás.

Tabla 25. Resultados del análisis de DQO (Tercera corrida). Método Standard Methods 5220 D (APHA et al., 1999a)

MEDICIÓN DQO

MUESTRA FECHA DQO (g L-1

)

1 01 Junio 16,87

2 10 Junio 18,75

3 12 Junio 26,66

4 19 Junio 22,31

5 24 Junio 24,00

6 01 Julio 5,62

7 03 Julio 5,34

Ilustración 6. Variación en la DQO y en la producción de biogás registrado en la tercera corrida del LBR.

En sistemas como el LBR la DQO solubilizada debe ir aumentando conforme pasan los días (DQOmáxima. 26,66 g L-1), como se evidencia en la ilustración 6, esto indica que hay generación de metano. Después del día 24 se puede observar una caída en la concentración de DQO (DQOmínima 5,34 g L-1), aunque ha producido biogás puede indicar que la tasa de producción de metano se ha disminuido y que puede ser debido a la baja solubilización de la demanda química de oxigeno como un resultado de la inhibición por los productos formados en la fase de hidrólisis/acidogénesis (Jagadabhi et al., 2010). Esto se puede solucionar reemplazando con agua potable entre el 10% y 20% del volumen total de lixiviado, pues, de esta manera se diluyen estos productos inhibitorios y se mejorara la solubilización de la DQO y, por ende, la producción de metano (Jagadabhi, 2011).

5.4 Arranque y ensayos realizados

Primera corrida: se hizo la carga según las condiciones propuestas de sustrato, inóculo, nutrientes y agua (400 g, 2400 ml, 20 ml, 2580 ml, respectivamente ), y debido a que no hubo un control adecuado de la temperatura, un descenso de pH por debajo de 5,0 se detuvo todo la operación y dado que no hubo un buen cierre neumático en los gasómetros no se midió la producción de biogás, se desechó el sustrato y se trabajó en la solución de los problemas de diseño encontrados inicialmente.

Segunda corrida: se hizo la carga según las condiciones propuestas de sustrato, inóculo, nutrientes y agua, se plantea la solución de calentar el lixiviado por baño maría y debido a que no lograba ingresar el lixiviado con la temperatura requerida de 37°C, pues éste se enfriaba en el segmento de manguera que iba entre la bomba y el reactor LBR, se le hizo seguimiento por 10 días y se registró la generación de biogás (ilustración 8). Además,

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5000

10000

15000

20000

25000

30000

0

10000

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30000

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0 5 10 15 20 25 30 35

DQ

O (

mg/

L)

Vo

lum

en B

iogá

s ac

um

ula

do

(m

l)

Tiempo (Dias) Volumen biogas acumulado(ml)


63 como se le hizo seguimiento al pH éste descendió rápidamente indicando que la actividad acetogénica y metanogénica se había detenido.

Vale la pena anotar, que en sistemas anaerobios como el LBR las diferentes poblaciones de bacterias son sensibles a cualquier cambio que se genere en su ambiente durante el arranque. Por tanto, el proceso de adaptación bacterial al sustrato se debe hacer con mucho cuidado gracias al análisis de las variables importantes (alcalinidad, pH, AGV y DQO).

En el LBR se alcanzó un pH de 5,2 para el 8º día el cual indica que se arrancó de forma incorrecta. Como se puede ver en la ilustración 8 la producción de gas continúa porque se están generando diferentes tipos de gases en los 15 días de arranque, sin embargo a pH ácidos el metano tiene un muy bajo porcentaje predominando más el porcentaje de hidrogeno. Por lo tanto el volumen generado de biogás no es un buen indicador del adecuado funcionamiento del LBR. Las bacterias acidogénicas producen grandes cantidades de ácido acético e hidrogeno según las siguientes reacciones:

Residuo de alimento:

𝐶26,7𝐻45,18𝑂16,24 + 37,16 𝐻2𝑂 → 26,7 𝐶𝐻3𝐶𝑂𝑂𝐻 + 6,32 𝐻2

Residuo de poda:

𝐶18,96𝐻29,99𝑂11,5 + 26,42 𝐻2𝑂 → 18,96 𝐶𝐻3𝐶𝑂𝑂𝐻 + 9,705 𝐻2

Esto indica que, si no se controla el buffer del sistema, por cada 200 gramos de residuo de alimento se producen 500 gramos de ácido acético y 44,27 litros de H2 a condiciones normales. Y por cada 200 gramos de residuo de poda se producen 515,76 gramos de ácido acético y 98,46 litros de H2 a condiciones normales.

La producción de ácido acético baja el pH e inhibe la velocidad de reacción de las demás bacterias (acetogénicas y metanogénicas), liberando una gran cantidad de H2. De igual manera reduce la solubilización de la DQO. Tal cosa indica que si la concentración de H2 aumenta ocasiona que la tasa de producción de ácido acético no disminuya, impidiendo que el LBR se recupere y que se desvíe la producción del ácido acético a la producción de ácido butanoico (butírico) conllevando a una completa inhibición de la actividad metanogénica y una posterior parada del LBR.

Ilustración 7. Volumen de biogás acumulado registrado en el ensayo del LBR

Ilustración 8. Variación del pH y de la concentración de AGV y DQOs en la fracción líquida del sistema.

Ahora bien, claramente se observa en la Ilustración 8 un descenso en el pH del sistema a causa del aumento en los ácidos grasos del sistema, los cuales prácticamente se duplicaron en la semana inicial de operación. Esto muestra la escasa capacidad tampón del lixiviado debido posiblemente a una baja alcalinidad (este parámetro se incluyó en la tercera corrida dentro de las variables de medición). La evolución en la DQO soluble

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200

400

600

800

1000

1200

1400

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Vo

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s ac

um

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do

(m

l)

Tiempo (Dias)

0

2000

4000

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12000

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5

5,2

5,4

5,6

5,8

6

6,2

6,4

6,6

6,8

7

1 8 15

Co

nce

ntr

ació

n A

GV

, DQ

Os

(mg/

L)

pH

Tiempo (Días) pH AGV DQOs


65 presenta resultados erráticos que pueden inferir un aumento en la tasa de hidrólisis en la fase inicial (primera semana) y una reducción durante la segunda semana por degradación de materia orgánica. Los valores tan cercanos no permiten inferir más y se requieren mediciones de la 3 semana. Se infirió que el descenso de pH haya inhibido la producción de biogás (metano), así como la actividad acetogénica y metanogénica, razón por la cual se registraron en el gasómetro niveles de volumen de gas.

Los valores registrados de AGV y DQO que se observan en la Ilustración 8 están dentro de los rangos reportados en la literatura.

Causas de error:

- Gasómetro

- Temperatura de calibración y perdida de calor en el recorrido de la bomba al LBR

- Fugas neumáticas e hidráulicas en el sistema

- Temperatura real del sistema. El material de construcción no permite buena transferencia y el sistema de calentamiento presentaba fluctuaciones.

- Malas condiciones de alcalinidad del sistema y no se le había hecho seguimiento. Poca capacidad buffer.

- Obstrucción repetitiva de la válvula de salida del LBR y por ende parada de la bomba de recirculación.

Tercera corrida: para este arranque se cargó con las mismas condiciones de sustrato, inóculo, nutrientes y agua (400 g, 2400 ml, 20 ml, 2580 ml, respectivamente), se mejoraron los problemas de diseño como fueron:

- Inclusión de un sistema de intercambio de calor del tipo serpentín en acero inoxidable dentro del LBR, alimentado por un equipo que está conformado por un baño térmico y una bomba de recirculación.

- Sellamiento de fugas neumáticas y adición de una válvula de tres vías en la manguera que va del LBR al gasómetro.

- Limpieza continúa de la válvula de salida del medio filtrante (LBR).

- El seguimiento al pH se hizo diario. Cuando el pH del lixiviado se bajaba por debajo de 5,5 se ajustaba para mantener el pH dentro de los rangos de operación (5,5 – 7,5) esto se hacía aplicando al lixiviado bicarbonato de sodio hasta ajustar el pH al rango apropiado de esta manera se mantenía bufferizado el sistema.

Bufferizar el lixiviado durante el arranque con bicarbonato de sodio (aprox. 11 g/L) (los primeros 5 días) mejora la hidrólisis del residuo de poda y ayuda a estabilizar más rápidamente el sistema, Lai et al. 2009 en su trabajo sobre modelos matemáticos para la biodigestión de residuos urbanos realiza una simulación matemática donde se confirma esta afirmación.

La tercera corrida al mostrar estabilidad en la producción de biogás, en el pH, y en la temperatura dentro del LBR, se permitió continuar con su proceso de digestión por 32

días. Se tomaron muestras de lixiviados (100 ml) en diferentes días para medir: alcalinidad, AGV, DQO y pH.

5.5 Modelamiento cinético de la digestión anaerobia de residuos de alimentos y poda en un LBR.

Basado en la digestión y codigestión de residuos de alimentos con residuos de poda en el LBR se trabajan sobre los siguientes dos modelos (Ecuación 11 y 12) que corresponden a la integración de una simple ecuación cinética de degradación de primer orden usada en procesos de generación de metano y el cual la ecuación 11 es aplicado con frecuencia en varios trabajos:

𝑌 = 𝑌𝑚𝑎𝑥 ∗ 𝑒𝑘𝑡 (11)

Donde: Y es el potencial de metano en (L CH4 Kg SV-1), Ymax es el potencial de metano máximo teórico (L CH4 Kg SV-1) y k es la constante de velocidad de primer orden en d-1. La curva del potencial acumulado de metano teórico y real se muestra en la ilustración 9. Los parámetros Y max y K se obtuvieron por medio de una regresión no lineal usando el solver de microsoft excel y los datos obtenidos fueron Ymax = 11,2485 y k = 0.0903.

Ilustración 9. Potencial de producción de CH4 (L CH4/Kg SV) real y teórico (Cinética)

La segunda ecuación cinética planteada:

𝑌 = 𝑌𝑚𝑎𝑥 ∗ (1 − 𝑒−𝑘𝑡)(12)

Donde Y es el potencial de metano en (L CH4 Kg SV-1), Ym es el potencial de metano máximo teórico (L CH4 Kg SV-1) y k es la constante de velocidad de primer orden en d-1.

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50

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0 5 10 15 20 25 30 35

Pro

du

cció

n a

cum

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da

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Met

ano

L

CH

4/K

g SV

Tiempo (Días)

Potenc. CH4(LCH4/Kg SV)

Cinetica de primerorden


67 La curva del potencial acumulado de metano teórico y real se muestra en la ilustración 10. Los parámetros Ymax y K se obtuvieron por medio de una regresión no lineal usando el solver de Microsoft excel y los datos obtenidos fueron Ymax = 228,21 y k = 0.0903.

Ilustración 10. Potencial de producción de CH4 (L CH4/Kg SV) real y teórico (Cinética primer orden).

Los dos ajustes presentan la misma constante cinética k de 0,0903 d-1 el cual es comparable con el trabajo de Veeken & Hamelers (1999), quienes encontraron valores para la constante de la tasa de hidrolisis de 0,09 d-1 para el residuo de poda y con el trabajo de James D. Browne, Eoin Allen y Jerry D. Murphy (2013), quienes encontraron valores para la constante de la tasa de hidrolisis de 0,08 d-1 para residuos de alimentos.

5.6 Producción de biogás

El mismo tipo de residuo de poda y de alimento fue usado en las diferentes cargas tanto en las pruebas de BMP como en el ensayo del LBR .Las pruebas de BMP hechas anteriormente sugieren un límite de producción de metano de 157.97 L CH4 kg-1 SV. Para la tercera corrida, la producción de metano en el sistema LBR fue de 216.08 L CH4 kg-1 SV estuvo congruente con las pruebas de BMP como se puede evidenciar en la ilustración 11 y 12. Este trabajo estuvo alineado con los resultados de Lehtomâki et al. quien digirió residuos de poda en un reactor de lecho fijo tipo LBR de una y de dos etapas, y en un sistema CSTR (Lehtomäki, Huttunen, & Rintala, 2007).

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0 5 10 15 20 25 30 35

Pro

du

cció

n a

cum

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de

Met

ano

L

CH

4/K

g SV

Tiempo (Dias)

Potenc. CH4(LCH4/Kg SV)

Potencial CH4teorico

Ilustración 11. Potencial de producción de CH4 (L CH4/Kg SV) real y teórico (Cinética primer orden).

Ilustración 12. Producción acumulada de Metano (L CH4 Kg-1) registrado en el ensayo del LBR.

El pH promedio para el digestor de lecho fijo tipo Batch - LBR para los 33 días de arranque fue de 7,74 y el rango del pH en el sistema fue de 6.128 - 8.45 (ilustración 13) el cual se encuentra dentro del rango en sistemas de este tipo para digestión anaerobia (Xu, Karthikeyan, Selvam, & Wong, 2012). Este pH está en el rango de pH óptimo reportado en las referencias para las fases de hidrólisis y acidogénesis (Jagadabhi 2011, Rodríguez et al. 2010). La ilustración 10 muestra que el pH del lixiviado inicio básico debido a la misma característica del inóculo que es básico, luego desciende a un pH ácido para indicar el inicio de la etapa de hidrólisis. Posteriormente va incrementando hasta alcanzar un pH básico entre los días 5 - 10. Un pH por debajo de 6 resulta en una actividad microbiana reducida, implicando una menor degradación del sustrato y por lo tanto una menor conversión de hidratos de carbono complejos, proteínas y lípidos. El

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Tiempo (Dias)

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0 5 10 15 20 25 30 35

Pro

du

cció

n a

cum

ula

da

de

Met

ano

L

CH

4/K

g SV

Tiempo (Dias)


69 sistema fue operado a 37°C, rango considerado óptimo para la digestión anaerobia mesofílica (Shahriari, Warith, Hamoda, & Kennedy, 2012). La reducción en la producción de metano y la reducción del pH durante los primeros 4 días sugieren que el sistema había iniciado el proceso de hidrólisis y de acidogénesis. La baja producción de metano es esperada en esta primera fase del arranque del sistema LBR (James D. Browne et al., 2013).

Ilustración 13. Variación en el pH y producción de biogás registrado en el ensayo del LBR.

Durante el seguimiento a los ácidos grasos volátiles (AGV) y a la alcalinidad se encontró inicialmente que esta última tenía una alta concentración y una presencia de ácidos grasos volátiles cerca de los 124,8mg/l. Conforme iba arrancando el LBR la concentración de AGV, como se esperaba en la fase inicial acidogénica, empezaba a aumentar su concentración y a consumir la alcalinidad, por tal motivo entre los días 19 y 24 se evidencia que el reactor se desestabilizó y la alcalinidad empezó a descender considerablemente y de igual manera aumenta los AGV. Posteriormente se empieza a recuperar y a permanecer el sistema bufferizado, fase acetogénica, indicando también un descenso de la concentración de AGV para los días 25 en adelante como se puede apreciar en la ilustración 14.

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l)

pH

Tiempo (Días) pH

Volumen Biogas acumulado (ml)

Ilustración 14. Variación en la alcalinidad y los AGV registrado en el ensayo del LBR.

La relación AGV – Alcalinidad Total puede ser usada como una medida del proceso de estabilidad del sistema (slimane et al,2014). Así, mientras más baja sea la relación más estable se encontrará el biodigestor. Esto indica la viabilidad del proceso, incluso con la producción significativa de AGV cuya presencia puede inhibir la actividad de digestión anaerobia. En la ilustración 15 se puede observar la relación AGV/AT y también la estabilidad en los primeros 15 días el LBR. Sin embargo, en el día 19 presenta desestabilización debido a problemas operativos como taponamiento y descensos en la temperatura del mismo reactor. Posteriormente el reactor empezó a estabilizarse hasta el día 33 lo que demuestra la estabilidad del proceso de digestión anaerobia de este sustrato a temperatura mesofílica.

Ilustración 15. Relación AGV/AT durante el arranque del LBR

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100

150

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AG

V (

mg/

L)

Alc

alin

idad

(m

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3/L

)

Dias Alcalinidad (mg CaCO3/L)AGV (mg/L)

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0 5 10 15 20 25 30 35

AG

V/A

lcal

inid

ad

Dias


71

Evaluando el desempeño del LBR, éste indica que la producción de AGV en los 33 días no ha inhibido el proceso de digestión anaeróbica; esto debido a la capacidad tampón del medio y al control buffer que se le hizo durante todo el arranque.

5.7 Operación de un sistema de dos etapas (LBR - UASB)

Como segunda fase del trabajo realizado se recomienda la incorporación de una segunda

etapa que degrade la DQO soluble en Metano. Es claro que un sistema de dos etapas

(LBR - UASB) puede mejorar la degradación de sólidos volátiles (SV). Esto se puede ver

en trabajos referenciados donde la degradación de SV se puede incrementar hasta un

30% (James D. Browne et al., 2013). El incremento en la degradación de SV

corresponde con un incremento en el pH del lixiviado cercanas a 7,5 - 7,8. Recircular el

efluente de un UASB incrementaría el pH y la capacidad buffer del lixiviado y promovería

la degradación de residuos de alimentos y poda en un LBR (Firmino et al., 2013; Xu et al.,

2011). Hacer pasar un lixiviado rico en DQO a través de una segunda etapa como lo es

un UASB evitaría que haya acumulación de ácidos grasos volátiles (AGV) y si se recircula

el lixiviado, efluente del UASB, al LBR podría ayudar a hidrolizar material de lenta

degradación en los residuos de alimentos y poda (Mao et al., 2015).

El observar una relativa baja degradación de sólidos volátiles ha permitido mostrar que la

hidrólisis es afectada negativamente cuando el pH es bajo. Trabajos reciente han

mostrado que se puede mejorar la fase de hidrólisis y la acidogénica en un LBR

manteniendo un buen control de pH, adicionando inóculo y agua de dilución con varios

niveles de éxito. Thamsiriroj en su trabajo mostró que la tasa de recirculación del

lixiviado a través de un digestor de lecho fijo tipo Batch mejora significativamente la

remoción de SV (Thamsiriroj et al. 2012), Xie en su trabajo mostró que mientras se varia

el tiempo de retención de sólidos también se puede afectar la eficiencia del sistema y

mostro que el estar adicionando inóculo mejora relativamente el rendimiento durante la

fase de hidrólisis (Xie et al. 2012). Esta investigación está en relación con el trabajo de

Shahriari quien recalcó la importancia de reciclar el efluente del UASB nuevamente al

LBR para reponer continuamente el inóculo anaerobio (Shahriari et al. 2012). Por lo tanto

el trabajo de Xie también mostró que un buen control del pH en un rango óptimo de 6,5 -

7,5 tiene efectos positivos en la fase de hidrólisis y acidogénica, así como en la

degradación de sólidos volátiles. Además probó que estos aspectos son más

beneficiosos que el solo adicionarle inóculo.

Aunque incrementar la tasa de recirculación conlleva una más alta degradación de SV,

esto también resulta en un arrastre de material del LBR al tanque de lixiviados. Esto no

sería adecuado para la estabilización de un reactor UASB el cual es sensitivo a altos

niveles de sólidos suspendidos y material parcialmente degradado (Yilmaz & Gulumser,

2012). Se debe tener en cuenta que si se usa un UASB como segunda etapa, la

velocidad de flujo ascendente a través del UASB no debe superar los 0.3m por hora, el

cual es un flujo recomendado para el desarrollo del lodo granular (Thamsiriroj et al.,

2012). A escala comercial tampoco sería viable operar con altas tasas de recirculación

debido a los costos de bombeo.

Se recomienda que si se va a usar una digestión en dos etapas (LBR - UASB) esta pueda

ser operada con una (1) dilución completa por día (ecuación 6) (James D. Browne et al.,

2013). Bajo estas condiciones se podría lograr una degradación de sólidos volátiles entre

un 80 - 90%, representado en una producción aproximada de entre 300 - 400 L CH4

kgSV-1 y con tiempos de retención de sólidos entre 20 - 30 días. Jagadabhi et al. 2011 en

su trabajo de biodigestión de residuos de alimentos generados en restaurantes de

autoservicio indica que se han obtenido cerca del 64% del potencial máximo de

producción de metano con sistemas tradicionales de digestión. Zhang obtuvo mejores

resultados usando reactores de tanque agitado en continuo acoplado a un UASB, con

una producción de 430 L CH4 kg SV-1 y con una degradación de SV de 85% (C. Zhang,

Su, & Tan, 2013). Por lo tanto la ventaja de un sistema LBR - UASB es la separación de

la fase liquida de la fase sólida, donde el material sólidos residual puede ser fácilmente

separado de la fase liquida y puede disponerse como compost o abono. Adicional a esto

los reactores de lecho fijo tipo Batch requieren menos energía de entrada que la usada

por sistemas convencionales de mezclado, siendo esto significativo en el tratamiento de

residuos sólidos urbanos.


73

Conclusiones

Para el presente estudio de aplicación experimental realizado para la codigestión de residuos de poda y de alimento, se han inferido las siguientes conclusiones:

La codigestión de residuos de poda con residuos de alimento incrementó el rendimiento en la generación y la producción volumétrica de metano comparado con los sistemas de monodigestión de residuos de poda.

La determinación del potencial bioquímico de metano junto con la determinación teórica de degradación, permitió la cuantificación de las cantidades máximas de metano que pueden generarse a partir de las materias primas consideradas. El BMP llevado a cabo previo a la implementación del LBR mostró que la relación propuesta fue adecuada, para la relación C:N utilizada.

El rendimiento real en la producción de metano de la codigestión de residuos de alimento y poda fue de 216.18 L CH4/Kg SV y el teórico fue de 665.64 L CH4/Kg SV obteniéndose un 32% de eficiencia, el cual se encuentra por debajo de los porcentajes reportados por otros trabajos. Causas como elevada carga orgánica en el reactor, baja capacidad buffer del medio, problemas operacionales asociados a calentamiento y fugas, requerimientos de pre-tratamiento, ocurrencia de crecimiento aerobio, etc. pueden estar relacionadas con este resultado.

El rápido descenso en el pH del lixiviado puede asociarse con el aumento en los ácidos grasos del sistema, baja capacidad buffer del lixiviado y sobrecarga del reactor en términos de material biodegradable. Esto muestra la importancia de un conocimiento adecuado de las condiciones óptimas de operación y refleja la complejidad del proceso de digestión anaerobia.

La evolución en la DQO soluble presentó tendencia a aumentar durante el arranque del reactor, indicando la ocurrencia de la etapa de hidrólisis de forma efectiva en la primera etapa del LBR. En la semana 4, la DQO soluble presentó una reducción, indicando la degradación de intermediarios metabólicos y la modificación en las condiciones de acidez del medio de fermentación.

El proceso de mejoramiento llevado a cabo al LBR desde el primer arranque hasta el tercer arranque indica que este tipo de sistemas tienen alto potencial para ser mejorado y su consecuente uso en la región. Las mejores condiciones encontradas para este estudio fueron: relación inócuIo sustrato - ISR (w/w) de 6, caudal de

recirculación de 23 Ld-1, tiempo de retención hidráulico de 5.21 h y tasa de dilución de 4.6 por día.

Se observó que experimentalmente los resultados del LBR se pueden ajustar a dos ecuaciones cinéticas para las condiciones del estudio, e interpretar de acuerdo con un modelo cinético de primer orden. La que más se ajusta gráficamente es la

ecuación 𝑌 = 𝑌𝑚𝑎𝑥 ∗ 𝑒𝑘𝑡, donde los valores de los ajustes presentan los siguientes

parámetros Ymax = 11.2485 y k = 0.0903.

El control de la temperatura del proceso y buferizar el lixiviado durante el arranque con bicarbonato de sodio (aprox. 11 g/l), los primeros cinco días, mejoró la hidrólisis del residuo de poda y ayudó a estabilizar más rápidamente el sistema.

A pesar del bajo rendimiento obtenido en los sistemas de co-digestión evaluados en el reactor LBR, la facilidad de manejo, bajo costo y reducción de tiempos de retención, lo hacen un sistema prometedor como alternativa para el aprovechamiento de residuos sólidos orgánicos.


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Recomendaciones

Evaluar técnica y económicamente el potencial de aplicaciones de este tipo de sistemas para generación de energía renovable. En el contexto Colombiano, sistemas de digestión anaerobia pueden enmarcarse dentro de proyectos para enfrentar dos tipos de problemas: la diversificación de medidas de disposición de residuos sólidos orgánicos alternativas a los rellenos sanitarios y la inserción de fuentes de energía renovable para la generación de electricidad y/o combustible vehicular similar al gas natural.

Se recomienda implementar una estrategia experimental para el seguimiento continuo de las variables que determinan la operación del sistema, permitiendo identificar problemas operacionales, ocurrencia de fases en el proceso de digestión, control de temperatura, etc. Esta medida cobra mayor importancia para las fases de arranque del bio-reactor.

Desarrollar estudios de aplicación relacionados con el aprovechamiento y disposición segura de los residuos del proceso de digestión anaerobia: el lixiviado y la fracción sólida degradada. Estas corrientes presentan aplicaciones diversas reportadas en la literatura, debido principalmente al contenido de nutrientes (N y P) pero es necesario conocer su impacto ambiental y utilidad en procesos reales acoplados al sistema LBR propuesto.

Considerar otras fracciones de residuos sólidos urbanos que puedan ser implementados en sistemas de mono y co-digestión, tales como residuos de central de abastos, agroindustriales, etc. Estos residuos cuentan con la ventaja de encontrarse libre de fracciones no degradables de residuos sólidos y su recolección puede estar enmarcada en un programa de separación en la fuente.

Se sugiere evaluar otros tipos de unidades de digestión anaerobia complementario al sistema LBR, tales como un UASB, en configuración por lotes y semi-continuo. Esta aplicación puede permitir dar un paso en dirección al escalamiento de este sistema de aprovechamiento de residuos sólidos orgánicos.

Evaluar un pretratamiento adicional a la reducción de tamaño (residuo de poda principalmente) con el fin de mejorar las condiciones de degradabilidad de la mezcla en el proceso de co-digestión.

Evaluar técnica y económicamente el potencial de aplicaciones del lixiviado generado como suplemento de fertilizantes.

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