3r Curs d’Enginyeria Ambiental. Aprofitament energètic de residus orgànics. Lleida, 27-29 octubre 1997
APROVECHAMIENTO ENERGÉTICO DE RESIDUOS GANADEROS Flotats, X., Campos, E., Bonmatí, A. Departamento de Medio Ambiente y Ciencias del Suelo Universitat de Lleida Rovira Roure 177, 25198 Lleida
INTRODUCCIÓN La descomposición anaerobia (en ausencia total de oxígeno o nitratos) de la materia orgánica produce un gas combustible. Este gas contiene una alta proporción en metano (CH4 en concentración superior al 60 % en el gas), con una potencia calorífica inferior del orden de 5.500 Kcal/m3, y se designa usualmente como biogas. Todo proceso de digestión anaerobia lleva parejo una eliminación/depuración de la carga orgánica y la producción de este gas. Las instalaciones especialmente diseñadas para optimizar este proceso se designan como “digestores de metano”, “plantas de biogas” o simplemente “reactores anaerobios”. Este tipo de fermentación, anaerobia con producción de metano, no es más que un tipo de fermentación catalizada por bacterias específicas y de la cual se tienen primeras noticias de Volta (1776), quien descubrió la formación de un gas combustible sobre pantanos, lagos y aguas estancadas, y que relacionó con la cantidad de materia orgánica depositada en su fondo. No fue hasta 1868 en que Bechamp definió las reacciones como constituyentes de un proceso microbiológico. En 1890 Donald Cameron diseñó una gran fosa séptica para la ciudad de Exeter, en Gran Bretaña, y con el gas obtenido alimentó la red de alumbrado público. Durante la Segunda Guerra Mundial, muchos granjeros de Inglaterra, Francia, e incluso Alemania, construyeron digestores para producir gas combustible y con él alimentar tractores y producir electricidad. Estas instalaciones cayeron en desuso a finales de los años 1950. La primera instalación de la que se tienen noticias se construyó en Bombay, en 1859, y desde entonces en la India se han promovido pequeñas plantas, a nivel familiar o local, tratando estiércol de ganado vacuno con el objetivo de producir gas para cocinar y obtener, a su vez, un producto fertilizante. A este nivel se encuentran multitud de pequeñas instalaciones, también, en Taiwan, Corea, Tailandia, Kenya, Sudáfrica y China, donde se han contabilizado del orden de 5-6 millones de digestores en comunas y fábricas (Coombs, 1990). Estas instalaciones son sencillas, sin tratamiento del gas producido, con lo cual no se controla la estabilidad en la producción de gas. A su vez, el gas debe ser quemado en ambientes abiertos para evitar problemas de asfixia, por acumulación de óxidos de carbono o azufre. 1
Mediante el proceso de DA puede tratarse un gran número de residuos: - residuos agrícolas y ganaderos - cultivos energéticos - residuos industriales orgánicos - aguas residuales municipales e industriales - fracción orgánica de residuos sólidos urbanos
1.- FASES DE LA FERMENTACIÓN ANAEROBIA La digestión anaerobia está caracterizada por la existencia de tres fases diferenciadas en el proceso de degradación del sustrato (término genérico para designar, en general, el alimento de los microorganismos), interviniendo diversas poblaciones de bacterias. Ver Fig. 1. MATERIA ORGÁNICA Proteinas 1
Glúcidos
Lípidos
1
Äcidos grasos, alcoholes
Aminoácidos, azúcares 1
1
1
1
Productos intermedios (Ac. Propiónico, butírico, etc..)
1
2
2
3
Ac. acético
HIDRÓLISIS
1
5
1
ACIDOGÉNESIS
H2, CO2 4
METANOGÉNESIS
CH4 +CO 2
Fig. 1.- Fases de la fermentación anerobia y poblaciones bacterianas: 1) Bacterias hidrolíticas-acidogénicas; 2) Bacterias acetogénicas; 3) Bacterias homoacetogénicas; 4) Bacterias metanogénicas hidrogenófilas; 5) Bacterias metanogénicas acetoclásticas.
La naturaleza y la composición química del sustrato condiciona la composición cualitativa de la población bacteriana de cada etapa, de manera que se establece un equilibrio fácilmente alterable rompible cuando algún tóxico no permite el desarrollo de alguna de las poblaciones. Mientras que en las fases de hidrólisis-acidogénesis los microorganismos involucrados suelen ser facultativos, para la tercera fase los microorganismos son estrictos, y con tasas máximas de 2
crecimiento del orden de 5 veces menores a las acidogénicas. Esto significa que si las bacterias metanogénicas tienen algún problema para reproducirse y consumir los ácidos, estos se acumularán, empeorando las condiciones para las bacterias metanogénicas, responsables de la producción de metano. Asimismo, las tasas de conversión del sustrato en biomasa bacteriana son del orden de 4 veces inferiores a las tasas correspondientes a sistemas aerobios de eliminación de materia orgánica, lo cual implica que el proceso anaerobio es, en líneas generales, lento, necesitándose varias semanas, incluso uno o dos meses, de puesta en marcha para conseguir una producción estable de gas.
2.- SÍNTESIS DE CARACTERÍSTICAS BÁSICAS Por el principio de conservación de la materia, en un reactor anaerobio la cantidad eliminada de Demanda Química de Oxígeno (DQO, medida indirecta de la concentración de materia orgánica del residuo o agua residual a tratar), se convierte en gases. Por este principio, la cantidad máxima de metano producible es de 0,35 m3 CH4/kg DQO eliminada, en condiciones normales de presión y temperatura, y en unidades de energía primaria del orden de 3,5 kW.h/kg DQO eliminada. Esto confiere a los sistemas anaerobios una clara ventaja frente a los sistemas aerobios de tratamiento de residuos orgánicos y aguas residuales, para los cuales el consumo de energía para transferir oxígeno se encuentra alrededor de 1 kW.h/kg O2 consumido. Por los puntos analizados anteriormente, los sistemas anaerobios presentan ventajas e inconvenientes, que se sintetizan a continuación. - Ventajas: a) Balance energético positivo y mucho más favorable que otros sistemas biológicos de eliminación de materia orgánica. b) Producción de fangos (residuos) muy inferior a los sistemas aerobios, para el tratamiento de aguas residuales. - Desventajas a) Por ser sistemas cerrados, estancos, y con la necesaria infraestructura para el control y aprovechamiento del gas producido, requiere de inversiones elevadas. b) Debido al necesario equilibrio entre poblaciones bacterianas, es necesario un cierto grado de control a cargo de personal entrenado.
3.- PARÁMETROS AMBIENTALES Y OPERACIONALES DEL PROCESO. 3.1.- pH y alcalinidad En cada fase del proceso los microorganismos presentan máxima actividad en un rango de pH diferenciado: hidrolíticos entre 7,2 y 7,4; acetogénicos entre 7 y 7,2 y metanogénicos entre 6,5 y 3
7,5. En el mantenimiento del pH es de vital importancia el sistema formado por las diferentes formas del carbono inorgánico, en equilibrio -dióxido de carbono, bicarbonato, carbónico-. En algunas aguas residuales con bajo poder tampón puede llegar a ser necesario controlar exteriormente el pH, a fin de evitar su bajada debida a los ácidos generados en la segunda fase. No es así para los residuos ganaderos, para los cuales su alta alcalinidad permite una autorregulación permanente del pH. Se trabaja en todos los casos alrededor de la neutralidad. Por lo anterior, se admite que una alcalinidad comprendida entre 2 y 3 g CaCO3/L es suficiente para la autorregulación del pH en el reactor. 3.2.- Potencial redox Debe ser suficientemente bajo para asegurar el desarrollo de poblaciones metanogénicas estrictas. Las bacterias metanogénicas requieren potenciales de oxidación-reducción comprendidos entre -300 mV y -330 mV. 3.3.- Nutrientes En el medio a digerir debe haber una relación adecuada entre nutrientes para el desarrollo de la flora bacteriana. La relación C/N debe estar comprendida entre 15/1 y 45/1, con un valor recomendable de 30/1. Valores muy inferiores disminuyen la velocidad de reacción y valores muy superiores crean problemas de inhibición. Para el fósforo la relación óptima es C/P =150/1. Valores inferiores no crean problemas de inhibición. En general, los residuos ganaderos no presentan problemas por falta de nutrientes. 3.4.- Temperatura El proceso de DA puede realizarse a tres rangos diferentes de temperatura: Psicrófilo: por debajo de 20ºC; mesófilo, entre 30º y 40 ºC; termófilo, entre 50º y 70ºC. Con el aumento en el rango de temperaturas se aumenta la velocidad de crecimiento de las bacterias y con esto la velocidad en la producción de biogas. Trabajando en el rango termofílico se asegura, además, la destrucción de patógenos, la eliminación de malas hierbas y de huevos y larvas de insectos, por lo cual presenta interés para el tratamiento de residuos que han de ser aplicados al suelos y cultivos que requieran un cierto grado de higienización A pesar de las grandes ventajas de los sistemas termofílicos, estos requieren de mayor control y seguimiento, debido que a altas temperaturas el nitrógeno amoniacal se comporta como inhibidor (ver apartado siguiente). Esto puede soslayarse mediante mezclas de residuos de diferente origen para disminuir la concentración en nitrógeno. 3.5.- Estabilidad, toxicidad e inhibición Las formas no ionizadas de los ácidos grasos volátiles, así como el amoníaco libre o el ácido sulfhídrico son inhibidores de importancia de las bacterias metanogénicas. Estos compuestos 4
presentan una inhibición de tipo reversible. Los metales pesados también son inhibidores, o tóxicos a altas concentraciones. La aclimatación de las poblaciones bacterianas juega un papel importante en el momento de definir concentraciones críticas, así como el efecto sinérgico o antagónico que la presencia de una sustancia puede tener sobre la actividad tóxica de otra. Para residuos ganaderos en general, los compuestos críticos son el nitrógeno amoniacal, los antibióticos y los desinfectantes, así como el Cu y el Zn para residuos de porcino. Se ha comprobado que concentraciones de Spyramicina de 50 mg/L en los residuos puede provocar una disminución del 56% en la producción de gas, mientras que otros antibióticos se han mostrado inactivos. Los desinfectantes son mucho más activos, llegando a provocar disminuciones en la producción hasta del 90% a bajas concentraciones (Hilper et al, 1982). El Cu es inhibidor a partir de 40 mg/L y el Zn lo es a partir de 400 mg/L. Ambos son tóxicos a partir de 70 mg/L y 600 mg/L respectivamente (Hayes y Theis, 1978). Estos metales son introducidos en las dietas de porcino, y aunque las concentraciones de Zn en las deyecciones difícilmente pueden llegar a las de inhibición, para el Cu se han llegado a encontrar valores que superan los límites de inhibición en granjas de engorde. Las concentraciones a partir de las cuales el amoníaco libre es un inhibidor no están definidas nítidamente. Así, Henze et al. (1995) proponen el valor de 200 mg N/L, y Angelidaki y Ahring (1994) el de 700 mg N/L. Las diferencias que se encuentran sobre este valor en la bibliografía son debidas a aclimatación de las bacterias y al hecho que la concentración de amoníaco libre depende del pH y la temperatura. Efectivamente, el amoníaco libre y el amonio se encuentran en equilibrio, Ka NH 4+ ← → NH3 + H + .
Éste se desplaza hacia la derecha con un aumento del pH y/o la temperatura, pudiéndose calcular la concentración de nitrógeno en forma de amoníaco mediante
[ N − NH ] , [ N − NH ] = + 4
3
1 + 10 pKa − pH
(1)
con un valor de pKa que se puede aproximar mediante (Flotats et al., 1997) pKa = 4 ⋅ 10 −8 ⋅ T 3 + 9 ⋅ 10 −5 ⋅ T 2 − 0,0356 ⋅ T + 10 ,072 .
(2)
Este fenómeno es el que no permite una fermentación termofílica estable de purines de cerdo, debido a sus altas concentraciones en nitrógeno amoniacal.
3.6.- Otros parámetros 5
Otros parámetros, tales como tiempo de retención o agitación, dependen del tipo de reactor adoptado y de las características del sustrato, los cuales serán discutidos en los apartados posteriores. 4.- CLASIFICACIÓN DE SISTEMAS A fin de plantear un modelo genérico, a partir del cual clasificar y extraer conclusiones cualitativas sobre el funcionamiento general de los diferentes sistemas, se partirá del esquema general de la Fig. 2. G Q Xo So
Q+Qr X2
V X1
Qe
S2
S1 Qr X3 S3
Q-Qe
Fig.2.- Esquema general de un sistema genérico de digestión anaerobia, el cual incluye un reactor de volumen V y un decantador. Haciendo un balance de microorganismos (X1) en el interior del reactor se obtiene dX 1 Q Q + Qr Q = Xo + X3 r − X2 + µX 1 − k d X 1 . dt V V V
(3)
En estado estacionario la variación en la concentración de microorganismos es nula ( dX 1 dt = 0 ). Definiendo el tiempo de retención hidráulico como θ = V (Q + Q r ) , la tasa de recirculación hidráulica como r = Q r Q , y considerando una concentración de microorganismos a la entrada como negligible (Xo=0), la ecuación (3) para régimen estacionario es r 1 X3 + ( µ − k d )X1 − X2 = 0 . (4) θ (1 + r)θ A partir de esta expresión, y según diferentes condiciones de trabajo, quedan clasificados, de forma general los diferentes sistemas. En los casos que a continuación se analizan se supondrá que el valor µ se mantiene constante, aunque en realidad éste varía según el valor de S y X; asimismo, cuando la distribución de X y S dentro del reactor no sea uniforme, se supondrá el valor medio. 4.1.- Reactor de mezcla completa sin recirculación (X1=X2; r=0) 6
El tiempo de retención, en esta situación, será θ1 =
1 , µ − kd
(5)
el cual se tomará como referencia. 4.2.- Reactor de mezcla completa con recirculación (X1=X2; r>0; X3>X1) Haciendo c = X 3 X 1 , se obtiene, de la Eq.(4), rc θ 4 = 1 − θ < θ 1 , 1+r 1
ya que 0 <
(6)
rc 1 1 < 1 siempre que r>0 y 1 < c < 1 + . Para c > 1 + la solución no tiene 1+ r r r
significado físico, implicaría un aporte exterior de biomasa, y para c<1 se produciría una dilución del reactor. Este sistema tiene el nombre de reactor de contacto, y ha sido aplicado al tratamiento de la fracción líquida de purines de cerdo (Camarero, 1997). 4.3.- Reactor con retención de biomasa, sin recirculación (X1>X2; r=0) A partir de (4) se obtiene θ3 =
X2 θ1 < θ 1 , X1
(7)
ya que X2
o regular y orientado verticalmente, y en este caso la actividad es debida básicamente a las bacterias fijadas, recibiendo el nombre de lecho fijo, con flujo descendente. En caso de utilizar un soporte orientado verticalmente con flujo ascendente y un sustrato lentamente degradable, con elevado tiempo de retención, la retención por sedimentación de los fragmentos de biopelícula desprendidos adquiere un efecto de importancia en la actividad del reactor (Flotats y Puigjaner, 1994). Este sistema ha estado extensamente aplicado para el tratamiento de aguas residuales de industria agroalimentaria, y para residuos ganaderos básicamente la fracción líquida de purines de cerdo (Colleran et al, 1982; Ibañez, 1989; Flotats, 1993). El lecho fluidizado. En este sistema las bacterias se encuentran fijadas, formando una biopelícula, sobre pequeñas partículas de material inerte que se mantienen fluidizadas mediante el flujo asciende adecuado del fluido. Para mantener el caudal adecuado, que permita la expansión y fluidización del lecho, se recurre a la recirculación. Igual que el filtro, puede ser aplicado a aguas residuales, especialmente de la industria agroalimentaria, y a fracciones líquidas o sobrenadante de residuos ganaderos, aunque las experiencias en este ámbito son muy limitadas (Stafford et al, 1980; Hobson, 1980). El reactor de lecho de lodos. En este sistema se favorece la floculación o agregación de bacterias entre ellas, de forma que por sedimentación se mantienen en el interior del reactor, con la velocidad ascendente adecuada del fluido, siempre que en la parte superior exista un buen separador sólido(biomasa)/líquido/gas. El diseño más común es el Upflow Anaerobic Sludge Blanket (UASB; Lettinga, 1980), el cual está siendo muy aplicado al tratamiento de aguas residuales de la industria agroalimentaria. La dificultad de conseguir agregados de bacterias de alta densidad con sustratos procedentes de residuos ganaderos no aconsejan la aplicación de esta tecnología en este campo. Variantes sobre este reactor son el lecho de lodos expandido (EGSB) y el lecho de lodos multifásico (SMPA). Una comparación entre los tres tipos de sistemas puede encontrarse en el trabajo de Weiland y Rozzi (1991). 4.4.- Sistemas discontinuos. Haciendo nulos los valores de Q y Qr en la Eq.(3) se obtiene la ecuación de la evolución de la concentración de microorganismos en un sistema discontinuo, la cual seguirá la curva típica del crecimiento (latencia, crecimiento exponencial, estacionalidad y decrecimiento). La producción de gas sigue la misma tendencia. De todas formas, para una simulación precisa debe cambiarse el modelo y construir otro que incluya la dinámica de las poblaciones de las tres fases, a fin de predecir los procesos de generación, acumulación y degradación de ácidos (Hobson, 1985). Aquí el concepto de tiempo de retención no tiene sentido y se hablaría de tiempo de digestión. Para conseguir una producción de biogas cercana a la continuidad, deben combinarse varios reactores discontinuos con puestas en marcha intercaladas en el tiempo. 8
Estos reactores han sido aplicados a residuos con una alta concentración de sólidos que dificultan la adopción de sistemas de bombeo, tales como residuos de ganado vacuno con lecho de paja. 4.5.- Otros sistemas. Los reactores anteriores pueden ser combinados para conseguir sistemas más eficientes, según el tipo de residuo a tratar. Sistemas de dos etapas. Estos consisten en un primer reactor con elevado tiempo de retención, en el cual se favorece la hidrólisis, seguido de un reactor de bajo tiempo de retención que digiere la materia orgánica disuelta y los ácidos producidos en la primera etapa. Si la primera etapa consiste en un rector discontinuo, el líquido tratado en la segunda es el obtenido por percolación en la primera una vez recirculado el efluente de la segunda. Este sistema permite mantener fácilmente la temperatura en el reactor discontinuo, controlando la temperatura del efluente del segundo reactor. Ha sido aplicado con éxito para tratar residuos sólidos cuya etapa limitante es la hidrólisis: frutas, verduras, residuos sólidos urbanos, de ganado vacuno, etc. (Mata, 1995). Sistemas de dos fases. A diferencia de los sistemas de dos etapas, la separación de fases se refiere a mantener dos reactores en serie, en los cuales se realizan, respectivamente, las fases de acidogénesis y metanogénesis, y su objetivo es conseguir un tiempo de retención global inferior al correspondiente a un único reactor de mezcla completa. La separación es de tipo cinético, controlando el tiempo de retención de cada reactor, el cual será inferior en el primero, debido a las más altas tasas de crecimiento de las bacterias acidogénicas. Este tipo de sistema ha sido aplicado con éxito a la digestión de residuos con alta concentración de azúcares y bajo contenido en sólidos, pero no para residuos con fibras y en general sustratos cuyo limitante es la hidrólisis. Cseh et al. (1984) consiguieron mantener el sistema estable para tratar purines de cerdo, pero no obtuvieron una reducción significativa del tiempo de retención. Sistemas híbridos. En general serán sistemas que combinen los conceptos que sustentan los diferentes tipos de reactores descritos. Los dos sistemas anteriores podrían considerarse como tales. También se han realizado diseños de reactores con retención de biomasa híbridos, en los cuales la parte baja de éste se comporta como un UASB y la parte superior como un filtro (Tilche y Vieira, 1990).
5.- MODELOS CINÉTICOS UTILIZADOS PARA RESIDUOS GANADEROS Para simular y predecir, con precisión, la evolución de las diferentes poblaciones bacterianas implicadas, así como del sustrato, compuestos intermedios y producción de gas y sus componentes, debe recurrirse a modelos complejos y estructurados. Un buen ejemplo de estos es el debido a Angelidaki et al. (1993), aplicado a residuos de ganado vacuno en reactores anaerobios termofílicos. Estos modelos requieren el planteo de la dinámica de un mínimo de 15 componentes, con sus respectivas ecuaciones y las correspondientes a los fenómenos de 9
transferencia entre fases líquido/gas, así como de aquellas necesarias para la predicción de la evolución del pH (Campos y Flotats, 1997). Otros más sencillos, basados en la dinámica de un solo componente del sustrato (sólidos volátiles, DQO, materia orgánica), han sido desarrollados y aplicados con éxito para residuos ganaderos, y se presentan a continuación. Realizando un balance de sustrato S, a partir del esquema de la Fig.2, y suponiendo que la recirculación es nula (r=0), se obtiene dS1 Q µ = ( So − S2 ) − X 1 . dt V Y
(8)
La tasa de crecimiento de los microorganismos µ suele expresarse mediante la ecuación de Monod, µ = µm
S , KS + S
(9)
la cual es aplicable estrictamente a sustratos solubles y por tanto aplicable cuando las etapas limitantes sean la acidogénesis o la metanogénesis. Para la digestión anaerobia de residuos ganaderos la hidrólisis de la materia orgánica particulada o coloidal se considera a menudo que es la fase limitante (Archer y Kirsop, 1990). La tasa de hidrólisis se describe usualmente mediante una cinética de primer orden respecto del material hidrolizable. Algunos modelos usan expresiones más complejas, del tipo Monod pero donde la biomasa presenta una capacidad máxima de actividad hidrolítica (Henze et al., 1995), ρh = K h
SX X. B+S X
(10)
Operando con esta expresión, se obtiene una de similar a la debida a Contois (1959), ρh = K h
S X. BX + S
(11)
Utilizando la cinética de Monod para ajustar datos experimentales obtenidos en un cultivo de Aerobacter aerogenes, Contois encontró que la constante de saturación KS presentaba una dependencia lineal con So . Introduciendo la concentración de biomasa en régimen estacionario y redefiniendo la tasa máxima de crecimiento, Contois obtuvo una expresión cinética en la que la velocidad de crecimiento depende de la concentración de sustrato y biomasa, µ = µm
S . BX + S
(12)
10
El “efecto Contois”es generalmente interpretado como la presencia de limitaciones a la transferencia de materia, causadas por una alta concentración de biomasa debida a una alta concentración de sustrato (McCarty y Mosey, 1991). Para régimen estacionario, a partir de (8) y (12), con (3) para r=0, considerando k d negligible y definiendo
CS =
K = BY ,
S2 , S1
CX =
X2 , X1
(13)
se obtiene S1 =
K S0 . µ mθ − C X + KC S
(14)
Considerando CS=1 y CX<1, se tendrían las condiciones de un reactor con homogenización del sustrato y retención de biomasa. En estas condiciones la expresión (14) ha sido aplicada para ajustar datos experimentales de un filtro anaerobio tratando la fracción líquida de purines de cerdo, con resultados satisfactorios (Flotats y Puigjaner, 1994). Considerando CS<1 y CX<1, y partiendo de las ecuaciones (3) y (8), con r=0, se obtiene una ecuación diferencial ordinaria lineal que ha sido aplicada al mismo reactor pero para predecir la respuesta en estados transitorios a lo largo de 190 días, con un coeficiente de determinación de 81% (Domenech y Flotats, 1997). Considerando CS=1 y CX=1, se tendrían las condiciones de un reactor de mezcla completa, y en este caso se obtiene el modelo de Chen y Hashimoto (1978), el cual ha sido profusamente utilizado para digestores tratando residuos ganaderos. En estas condiciones, la eficiencia en la eliminación de sustrato es E =1−
S1 K =1 − , S0 θµ m − 1 + K
(15)
y la producción de gas por unidad de tiempo y volumen de reactor es Pv = G0
S 0 − S 1 S 0 G0 K = 1 − , θ θ θµ m − 1 + K
(16)
siendo G0 la producción de gas por unidad de sustrato eliminado. Chen y Hashimoto definen este parámetro como la producción de gas por unidad de sustrato añadido al reactor para un tiempo de retención infinito, lo que implica, según (15), que todo el sustrato ha sido degradado. Este valor puede calcularse mediante un experimento en discontinuo, determinando el metano acumulado producido. Hill (1982) da algunos valores medios de este parámetro, obtenidos a partir de valores experimentales de diferentes autores (ver Tabla 1). El contenido en metano del biogas, para residuos ganaderos se encuentra usualmente entre el 55 y el 70 % (Hobson, 1990). 11
Tabla 1.-. Valores de G0 (L CH4/g SV) para diversos residuos ganaderos (Hill, 1982). Origen del residuo G0 (L CH4/g SV)
Bovino Vacuno Porcino Avícola
0,35 0,20 0,45 0,39
La producción PV presenta un máximo para 1 1 1 + K 2 . µm
100
1,6
90
1,4
80 Depuración (%)
(17)
1,2
70 60
1
50
0,8
40
0,6
30
0,4
20
Gas (m3 gas/m3.día)
θ=
0,2
10 0
0 0 1 3 4 5 6 8 9 10 11 13 14 15 16 18 19 20 21 T.R. (días)
Fig. 3.- Depuración (eliminación de la DQO en %) y producción volumétrica de gas (m 3 CH4/m 3 dig.día) para un reactor anaerobio continuo genérico, en función del tiempo de retención hidráulico. El tiempo de retención mínimo en este ejemplo es de 1,4 días.
En la Fig 3 se muestran las curvas correspondientes a E y PV para unos valores de K y µ determinados. En estas puede notarse que la intersección con el eje de abcisas se encuentra para θ = 1 µ m , por debajo del cual el reactor no presenta actividad por lavado de la biomasa. Si CX fuera menor que 1, reactor con retención de biomasa, pero CS=1 , el burbujeo del gas producido homogeniza la distribución de sustrato, las curvas tendrían la misma forma pero comprimidas hacia la izquierda, desplazándose también hacía la izquierda el tiempo de retención mínimo. De la Fig. 3 es importante notar que la máxima depuración no coincide con la máxima producción de gas por unidad de volumen de reactor. Este aspecto tiene una gran importancia económica ya que si se pretende un balance energético óptimo debe trabajarse con un tiempo de retención cercano al que determina la máxima producción volumétrica de gas, aunque la 12
depuración no sea elevada. Para purines de cerdo este óptimo se encuentra alrededor de un tiempo de retención de 15 días. La eficiencia en la depuración para el tiempo de retención correspondiente al máximo de PV depende, según el modelo de Chen-Hashimoto, solamente de K, disminuyendo la eficiencia con un aumento de éste. El parámetro K es conocido como constante de inhibición de Chen-Hashimoto, y estos comprobaron que aumenta con un aumento de la concentración de sólidos volátiles en el afluente del digestor. Propusieron las expresiones siguientes para el cálculo de µm(dia-1) y K: µ m = 0,013 ⋅ T − 0,129 , (18) K = 0,6 + 0,021 ⋅ e 0 ,05⋅S0 ,
(19)
con T= temperatura, en ºC, y S0 en gr SV/L.
Fig 4.-. Efecto de la concentración de sólidos volátiles en el afluente sobre K (Hill, 1982). Hashimoto (1982) ajustó datos experimentales de digestión anaerobia de residuos de ganado vacuno, obteniendo la siguiente expresión: K = 0,8 + 0,0016 ⋅ e
0 , 06 ⋅S 0
,
con S0 dado en kg SV/m3. Maraval y Vermande (1990) comprobaron que las expresiones propuestas por Chen y Hashimoto daban valores de la producción de gas demasiado elevadas si se aplican a plantas comerciales tratando purines de cerdo, con variaciones que superan en algunos casos el 60. Hill (1982), a partir de datos de diferentes autores y tipos de residuos, obtuvo la gráfica de la Fig 4, en la que se comprueba que residuos ganaderos de diferentes orígenes presentan constantes de inhibición K diferentes.
6.- ASPECTOS DE IMPLANTACIÓN EN EL SECTOR GANADERO.
13
La implantación de este sistema en España para el tratamiento de residuos orgánicos fue apreciable durante la primera mitad de la década de los 80, contabilizándose 30 instalaciones en el año 1985 (Rieradevall et al., 1985), dedicadas en su mayoría al tratamiento de residuos ganaderos (ganado porcino y vacuno). De las 10 instalaciones que había en Cataluña en este año, sólo 2 continúan en funcionamiento, una de ellas diseñada por el autor y que se describe en la Tabla 2. Su diagrama de flujo se describe en la Fig. 4 y en la Fig. 5 se puede apreciar una imagen de la instalación. La otra instalación en funcionamiento corresponde a la Granja Mas Badia, de Caldes de Montbui, Barcelona, patrocinada por Catalana de Gas, y diseñada y construida por la empresa CIDA Hidroquímica SA. Ésta trata, también, purines de cerdo, con un volumen de digestión de 100 m3 y dotada de un equipo de cogeneración (Vicent, 1993). Tabla 2.- Características de la planta de biogas de la Granja El Cros de Santa Pau, La Garrotxa, Gerona. Descripción de la explotación Capacidad: 400 madres, ciclo cerrado Grado de tecnificación elevado: molino de pienso y distribución a naves controlados por ordenador. Integración de los automatismos de la planta de biogas en el sistema de control automático de la calefacción de las naves Superfície: 15,9 ha. superf. agrícola; 77,6 superf. forestal Plan de aplicación de purines realizado durante el año 1993 a partir del mapa de suelos de la finca. Planta de biogas Diseño: año 1981, en paralelo al proyecto de la granja Puesta en marcha: Noviembre de 1983. Inicio operación a régimen estacionario: Marzo de 1984. Tratamiento: 10 t/día de purines (parte del total de la granja) Temperatura: 32-35ºC Sistema: 3 digestores de 48 m3 /u. de flujo pistón y desplazamiento horizontal. Agitación por recirculación de gas a presión. Depuración del gas mediante óxidos de hierro. Tiempo de retención: 15 días Digestores: de hormigón armado; 3 fosas de 8x3x2 m3 , enterradas, aisladas con espuma de poliuretano Datos de producción (1984-1993) Producción de gas media: 140 m3/día Uso del gas: Consumo en caldera y calefacción de naves de partos y transición Horas funcionamiento caldera: 35.572 horas. Media de energía consumible: 20,5 teps/año Consumo para mantenimiento térmico y eléctrico: 9,3 teps/año Consumo de energía primaria de la granja: 23,7 teps/año Ahorro medio neto de energía: 10,8 teps/año (45,6%) Ahorro acumulado de energía primaria: 105 teps Datos de explotación Vigilancia por los propios granjeros Mantenimiento a cargo de electricistas y fontaneros locales
Los problemas usuales de las instalaciones, dadas de baja, fueron los de diseño deficiente o de mantenimiento. Efectivamente, es lógico que una instalación de este tipo presente problemas de explotación cuando se encuentra en una granja cuyo objetivo del personal es el de engorde del ganado, y no el de operación de equipos que requieren de un cierto control experimentado. En el caso de la planta de biogas de la granja El Cros, el mantenimiento se encuentra a cargo del mismo personal técnico local (fontaneros y electricistas) que participaron en la construcción, por 14
lo cual están suficientemente familiarizados con el sistema como para resolver cualquier problema sin recurrir a ingenierías especializadas. La propia integración de los sistemas de control con los del sistema de calefacción de la granja, permite un seguimiento sencillo por parte del personal de la explotación. A su vez, el diseño y construcción de la planta de biogas se hizo en paralelo a la propia granja, y por el mismo personal, con lo cual se consiguió un ahorro importante en inversión. Estas circunstancias son las que caracterizan el éxito de esta instalación.
Fig 3.- Diagrama de flujo de la planta de biogas de Mas El Cros, construida en 1983 y en funcionamiento desde entonces.
Fig 4.- Vista de la planta de biogas de Mas El Cros. Nótese que los digestores son fosas cuadrangulares enterradas.
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El interés, conveniencia y rentabilidad de la implantación de los sistemas anaerobios para la producción de energía en el sector ganadero está influenciado por diversos factores de difícil cuantificación, los cuales se discuten a continuación. 6.1.- Factores energéticos Tan sólo es rentabilizable la energía que se puede consumir, ya sea para sustituir otra fuente de energía o para venderla a un precio de mercado dado. En este sentido, el interés en la implantación de una planta de biogas en una explotación ganadera está marcada por los consumos de energía que esta pueda tener. Así, las granjas de ganado vacuno, o las de porcino de engorde, no presentan consumos de energía térmica, con lo cual, a pesar de que se implante un sistema de cogeneración con venta de energía eléctrica, estas no pueden rentabilizar fácilmente la producción de energía térmica. 6.2.- Composición de los residuos y factores de manejo de la granja. La presencia de inhibidores o tóxicos, las altas concentraciones de nitrógeno amoniacal en granjas porcinas de engorde, las prácticas de desinfección de las naves, la periodicidad en las prácticas de limpieza con grandes caudales de agua, las variaciones en las dietas del ganado, etc., afectan a la composición del residuo final y a su evolución a lo largo del año. Para evitar que estas variaciones afecten a las producciones de gas, se debe implantar un sistema de homogenización antes de digestión, o bien los bypass adecuados al digestor. 6.3.- Factores de manejo y mantenimiento. El objetivo del ganadero es el engorde de los animales para la producción de carne, y la introducción de un sistema de producción de energía, o depuración, en la propia granja es ajeno a los conocimientos técnicos necesarios para la consecución de estos objetivos. Esto implica que la planta de biogas, y el sistema de aprovechamiento energético, debe funcionar de forma muy automatizada, sin necesidad de continuas intervenciones de personal, o en todo caso de personal técnico cualificado muy accesible. 6.4.- Factores económicos. Diversos estudios económicos de plantas de biogas en explotaciones ganaderas han aportado umbrales de rentabilidad muy diferentes en función de los escenarios de referencia, dependiendo de los precios de la energía, el tipo de animales, el tipo de tecnología y el coste del capital, así como de las subvenciones posibles. La inversión presenta una economía de escala muy marcada, de forma que con un aumento del volumen de reactor se produce una sensible reducción de la inversión de la planta por unidad de volumen de digestor (inversión específica). Asimismo, la implantación de un sistema de cogeneración puede duplicar la inversión específica. A partir de un estudio realizado al respecto (ESPREC, 1989), podría considerarse de forma genérica que una planta en una granja porcina de ciclo cerrado de más de 300 madres, con consumo total de la energía producida durante 16
todo el año mediante el uso de caldera, es rentable si se cumplen condiciones de bajo coste de mantenimiento, a precios de 1988.
Fig. 5.- Vista de la planta de biogas de Lemvig (Dinamarca). Vista general y detalle de los 3 reactores con un volumen total de 7.600 m3. Desde 1988 los costes de inversión han subido a una tasa superior que la de la energía, de forma que a 1997 este umbral de rentabilidad debe ser superior. 6.5.- Factores ambientales o de interés social
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Los requerimientos de depuración, estabilización, control de malos olores, o como primera fase de tratamiento de los residuos, pueden hacer aconsejable la adopción de la tecnología, a pesar que esta no fuera rentable a partir de un único balance económico basado en los precios de la energía. Los aspectos negativos de los factores anteriores pueden soslayarse si se toma la alternativa de agrupar los residuos de varias granjas en una instalación de tratamiento común, lo cual permite una economía de escala más favorable, la contratación de personal técnico adecuado y una gestión conjunta de residuos (tratamiento y aplicación al suelo como abono o enmienda) en la zona geográfica implicada. 6.6.- Las plantas de biogas de gestión centralizada La gestión conjunta, o centralizada, de los residuos ganaderos se convierte en una necesidad cuando la superficie de suelo accesible, para aplicar los residuos de una granja, no coincide con la requerida por cada uno de los granjeros en una zona geográfica determinada. Una de las opciones posibles, y ya aplicadas en Cataluña, es la implantación de balsas/almacén de purines para varias granjas, que permita la distribución adecuada como abono, en el tiempo y espacio, en el suelo agrícola cercano. Esto implica una gran concentración de residuo orgánico, de forma muy localizada, y una capacidad de gestión que supera al propio ganadero. Con objeto de aprovechar el potencial agronómico y energético que suponen los residuos ganaderos, y dar una solución económica y técnica viable, en 1988 se inició, en Dinamarca, el plan de plantas de biogas de gestión centralizada (DEA, 1995). Estas plantas, en algunos casos, cuentan con sistemas de cogeneración para producir y vender energía eléctrica y térmica, y en otros el gas es vendido a centrales térmicas cercanas. Además de los beneficios obtenidos por venta de energía, estas instalaciones permiten un control de los residuos producidos en la zona (de difícil cuantificación económica), y en algunas instalaciones la fracción sólida del residuo tratado es vendido como abono de calidad al sector hortícola. Asimismo la disminución de la concentración de nitrógeno, un factor limitante de importancia para la aplicabilidad de la tecnología al sector ganadero, sobretodo porcino, se puede conseguir, y así se ha implantado en Dinamarca, mediante la mezcla con residuos orgánicos de origen industrial o municipal, con una mayor relación C/N, convirtiendo las plantas de biogas en centros de gestión integrada de residuos. Así, por ejemplo, en la planta de Lemvig, ver Fig.5, en Junio de 1997 se trataron 7.793 ton. de residuos ganaderos y 3.884 ton. de residuos industriales, con una producción de 457.708 m3 de gas, y una producción específica media de 2 m3 gas/m3 día (Bionergi, 1997) La gestión integrada de residuos orgánicos de diversos orígenes, en una área geográfica determinada, presenta beneficios ambientales indudables, y, en caso de utilizar sistemas anaerobios, también energéticos. Debe tenerse en cuenta, para el éxito de la implantación, que los aspectos de gestión y planificación deben estar íntimamente ligadas con los aspectos tecnológicos. 18
La extrapolación directa de la experiencia danesa no es posible, pero pone de manifiesto la necesidad de invertir en investigación y desarrollo tecnológico, planificar a largo plazo y agrupar esfuerzos de los diferentes sectores económicos implicados, a fin de encontrar las soluciones adecuadas a cada realidad.
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