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Compuestos Organicos Volatiles (COVs) en Aires Interiores y su Tratamiento por Biofiltracion-Adsorcion

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Publicado: 09 Octubre 2018

Creado: 09 Octubre 2018

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Actualmente se ha logrado correlacionar el aumento en la frecuencia de casos de enfermedades como asma, alergias y cáncer con la exposición a los diferentes contaminantes químicos presentes en espacios confinados. Considerando estos efectos negativos sobre la salud humana, así como los efectos en el rendimiento laboral y el bienestar en general de los ocupantes de un espacio confinado, es preciso anotar que este problema mundial requiere una atención prioritaria.

Actualmente, no existe ninguna tecnología que pueda considerarse plenamente satisfactoria en la generación de un aire interior más limpio. En consecuencia, el principal objetivo del presente trabajo es tratar un aire micro-contaminado con siete diferentes sustancias químicas que hacen parte de los contaminantes encontrados en aires interiores (butanol, acetato de butilo, formaldehido, limoneno, tolueno, decano y tricloroetileno).

C. Hort^1*, V. Platel¹, A. Luengas¹, M. Ondarts² y S. Sochard¹

¹ Thermal, Energy and Process Laboratory (LaTEP), Université de Pau et des Pays de l’Adour, Quartier Bastillac, 55 Avenue d'Azereix BP 1624, 65016 Tarbes, France. * cecile.hort@univ-pau.fr

² Laboratoire Optimisation de la Conception et Ingénierie de l’Environnement (LOCIE), Université de Savoie, Polytech Annecy-Chambéry Campus scientifique Savoie Technolac, 73376 Le Bourget du Lac, France

Conflictos de interés: El autor declara que no existe conflicto de intereses.

Editor académico: Carlos N Díaz.

Calidad del contenido: Este artículo científico ha sido revisado por al menos dos revisores. Vea el comité científico aquí

Cita: C. Hort, V. Platel, A. Luengas, M. Ondarts, S. Sochard. 2017. Compuestos Organicos Volatiles (COVs) en Aires Interiores y su Tratamiento por Biofiltracion-Adsorcion, IV Conferencia Internacional sobres gestión de Olores y COVs en el Medio Ambiente, Valladolid, España, www.olores.org

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ISBN: 978-84-697-7359-8

Palabras clave: Biofiltro, aire micro-contaminado, compost, carbón activado, proceso combinado.

Resumen

Actualmente se ha logrado correlacionar el aumento en la frecuencia de casos de enfermedades como asma, alergias y cáncer con la exposición a los diferentes contaminantes químicos presentes en espacios confinados. Considerando estos efectos negativos sobre la salud humana, así como los efectos en el rendimiento laboral y el bienestar en general de los ocupantes de un espacio confinado, es preciso anotar que este problema mundial requiere una atención prioritaria.

Actualmente, no existe ninguna tecnología que pueda considerarse plenamente satisfactoria en la generación de un aire interior más limpio. En consecuencia, el principal objetivo del presente trabajo es tratar un aire micro-contaminado con siete diferentes sustancias químicas que hacen parte de los contaminantes encontrados en aires interiores (butanol, acetato de butilo, formaldehido, limoneno, tolueno, decano y tricloroetileno).

Para ello se utilizó la sinergia entre un sistema de biofiltración y el proceso de adsorción. Como resultado, se obtuvo una eficiencia promedio de remoción por biofiltration de más del 95% para la mayoría de los contaminantes estudiados excepto para el tricloroetileno (TCE) que fue pobremente tratado por biofiltración (eficiencias de remoción entre 20% y 30%) pero satisfactoriamente removido mediante el proceso de adsorción (90% de eficiencia de remoción promedio). El alto rendimiento de remoción obtenido para todos los contaminantes estudiados deja entrever el potencial del sistema combinado biofiltración-adsorción en el tratamiento de aires interiores.

1. Introducción

La calidad del aire interior (CAI) se ha convertido en un desafío global los últimos años. Recientemente, la Organizacion Mundial de la Salud (OMS) concluyó que cerca de siete millones de muertes prematuras son causadas por la contaminación del aire, de las cuales 4.3 millones fueron relacionadas específicamente con el aire interior (AI) (WHO, 2014). Se ha estimado que la CAI determina en gran medida la salud, el bienestar y la productividad de quien pasa la mayoría de su tiempo en espacios confinados y por ende, el costo asociado a la deterioración de estos tres aspectos puede verse incrementado (Fisk, 2011).

Cientos de compuestos orgánicos han sido identificados en el AI durante los últimos años, siendo los compuestos orgánicos volátiles (COVs) los que contribuyen en mayor medida a la deterioración de la CAI. Estos se encuentran presentes a muy bajas concentraciones (<50 µg m-3) y su origen es muy variado (cocción de alimentos, humo del tabaco, utilización de velas, chimeneas, desodorantes, productos de limpieza, trabajos de renovación interior, etc.) (Sarigiannis et al., 2011).

Hoy en día, el tratamiento de la contaminación del AI se lleva a cabo mediante el uso de tecnologías que implican principalmente la filtración, la adsorción, la oxidación fotocatalítica, la tecnología de plasma y la fotolisis UV (Hodgson A.T. et al., 2007; Mo J. et al., 2009; Lu et al., 2010; Lu et al., 2012; Zhong L. et al., 2013). Sin embargo, muchos de estos dispositivos han sido juzgados por su alto consumo de energía y la generación de subproductos. En consecuencia, no existe actualmente ninguna tecnología que pueda considerarse plenamente satisfactoria en la generación de un AI más limpio.

Por ende, el presente trabajo se enfoca en la combinación de dos tecnologías, la adsorción y la biofiltración, que pueden agruparse para tratar de manera más eficiente la contaminación del AI. Recientemente, la biofiltración se ha catalogado como una buena alternativa para tratar COVs presentes en aires contaminados a bajas concentraciones, por sus atributos técnicos, económicos y ambientales (Lu et al., 2010; Estrada et al. 2011). Por su parte, la adsorción se ha usado satisfactoriamente en el control de emisiones de COVs a nivel industrial y es actualmente utilizada en diferentes equipos disponibles en el mercado para el tratamiento de la contaminación del AI.

2. Materiales y métodos

El montaje experimental es representado en la Figura 1. El aire micro-contaminado es producido por medio de un generador de gases estándar que permite generar aires contaminados a niveles de concentración que van desde decenas de µg/m3 hasta cientos de mg/m3 dependiendo de las corrientes de dilución instaladas. Posterior al generador, una dilución es llevada a cabo para ampliar el rango de concentraciones de trabajo y ajustar la humedad relativa de la corriente a 80% con una corriente que ha sido previamente humidificada en una columna de 0.1m de diámetro por un metro de alto. Luego, este flujo es dividido en dos corrientes que alimentan las columnas de biofiltration y biofiltration-adsorción. Las concentraciones de trabajo se presentan en la Tabla 1.

Fig. 1. Esquema del montaje experimental (B: biofiltración; B-A: biofiltración-adsorción; MF: medidores de flujo másico).

El lecho de éstas columnas está formado por compost de residuos de jardín tamizado (contenido de humedad de 55%±1.5) para la primera de ellas y una mezcla de éste material (2/3) y carbón activado (1/3) para la segunda. El flujo total de aire en cada columna es regulado por medidores de flujo másico instalados aguas abajo. El sistema fue operado durante 70 días sin inoculación ni aclimatación de biomasa y sin utilizar solución de nutrientes. Un tiempo de residencia de 19s fue establecido. 100 mL de agua fueron inyectados desde la cima de la columna cada dos o tres días para controlar la humedad del medio filtrante.

Tabla 1. Características de la corriente gaseosa micro-contaminada y condiciones de operación del sistema de tratamiento.

Contaminantes	Concentrationes (µg/m³)
_Butanol	112
_{Acetato de butilo}	93
Formaldehido	71
Limoneno	45
Tricloroetileno(TCE)	92
Tolueno	81
Decano	32

El análisis de las diferentes corrientes comienza con una pre-concentración criogénica de la muestra que permite eliminar el dióxido de carbono y el vapor de agua y concentrar los contaminantes a analizar en un volumen mínimo de gas. Posterior a ésta etapa, el análisis de los diferentes COVs es realizado por cromatografía de gases (CG) utilizando un detector de espectrometría de masas (DSM). El método usado es una adaptación del método EPA TO-15 (US-EPA, 1999). El análisis del formaldehido fue hecho siguiendo el método NIOSH, basado en la adsorción reactiva de este compuesto sobre cartuchos impregnados con 2,4-dinitrofenilhidracina (DNPH) que posteriormente son sometidos a una etapa de desorción con acetonitrilo. La fase liquida es analizada a continuación por HPLC (High Performance Liquid Chromatography).

3. Resultados y discusión

La Figura 2 muestra los valores de eficiencia de remoción mínimo, máximo y promedio para cada uno de los contaminantes tratados en el presente estudio por biofiltración (Fig. 2ª) y por biofiltración-adsorción (BA) (Fig.2b). En general, se puede decir que los dos sistemas presentan eficiencias de remoción promedio similares para casi todos los compuestros tratados. Sin embargo, se puede observar que para la biofiltración los valores mínimos son más bajos que para la BA donde el tolueno y el TCE pasaron de valores inferiores al 20% en la biofiltración a valores superiores al 60% en el sistema combinado BA, por lo cual el comportamiento de éste último resulta ser más estable a través de tiempo.

Otros autores han estudiado igualmente el uso del CA junto con el proceso de biofiltración (Oh DI et al., 2009; Dorado et al., 2012; Hort et al., 2014). Por ejemplo, Dorado et al. (2012) usaron CA como medio en un biofiltro y comprobaron que al arranque del mismo el fenómeno de adsorción prevalece sobre el de biodegradación y por ende, desde el inicio de la operación se obtiene una alta eficiencia de remoción de contaminantes. Por su parte, Oh et al. (2009) concluyeron en su estudio que la mayor ventaja de usar carbón activo como parte del medio filtrante era el manejo de cargas importantes de contaminante que entraban al sistema de manera inesperada.

Si analizamos el caso del butanol, presente en una mayor concentración frente a los otros contaminantes, la eficiencia de remoción también mejoró con el uso del carbón activo (CA). Si bien es un compuesto hidrofilico es posible que su biodegradación se vea afectada por fenómenos de competición o co-metabolismo tal como lo sugieren Chan and Lin (2010). Esta premisa es válida para la biodegradación de todos los demás compuestos. Adicionalmente, se deben tener en cuenta las propiedades del medio filtrante y su variación a través del tiempo. Específicamente, la humedad del soporte varió pese a la irrigación constante del mismo, encontrándose una pérdida del 42% del contenido inicial de agua en el compost solo y del 39% en la mezcla de compost y CA al final del periodo de operación de los sistemas.

Fig. 2. Eficiencia de remoción por (a) biofiltración y (b) biofiltración-adsorción de los diferentes contaminantes estudiados.

Por otro lado, el análisis de las corrientes de salida de los dos sistemas muestran la generación de subproductos como acetaldehído, acetona, acido propiónico, metanol, propanol y butano. Su presencia puede ser atribuida a los mecanismos de degradación de las diferentes moléculas de contaminantes tratadas y al proceso de fermentación del compost que podría haber sido retomado dentro de las columnas de filtración. Por ejemplo, el butano y la acetona han sido identificados en estudios previos como subproductos de la degradación de desechos de jardín, los cuales hacen parte del compost utilizado en el presente estudio (Gélinas y Hérouc, 2004).

4. Conclusiones

La biofiltración es capaz de lograr altas eficiencias de eliminación para la mayoría de los contaminantes estudiados presentes a bajas concentraciones. Sin embargo, frente a la heterogeneidad de los contaminantes en aires interiores, la combinación de la biofiltración y de la adsorción resulta ser una mejor alternativa. Además, la combinación de estos procesos implica la reducción del volumen del medio filtrante y por ende, puede obtenerse un sistema más compacto. Por otro lado, las bondades del uso de compost son una vez más verificadas en este estudio, resaltando su riqueza microbiana, su importante área superficial de contacto, su contenido en agua, su baja densidad, su buena capacidad tampón y el bajo costo debido a que es un residuo, lo que hace el proceso más atractivo ya que está en sintonía con conceptos como la economía circular y el desarrollo sostenible.

5. Referencias

Chan W.C. y Lin Y.S. 2010. Compounds interaction on the biodegradation of butanol mixture in a biofilter. Bioresource Technology. 101 (11), 4234-4237.

Dorado AD., Lafuente J., Gabriel D. Gamisans X. 2012. Interaction between sorption and biodegradation in a biofilter packed with activated carbon. Water Science and Technology. 66 (8), 1743-1750.

Estrada JM, Kraakman NJR, Muñoz R and Lebrero R. 2011. A comparative analysis of odour treatment technologies in wastewater treatment plants. Environmental science & technology. 45 (3), 1100–1106.

Fisk WJ, Black D y Brunner G. 2011. Benefits and costs of improved IEQ in U.S. offices. Indoor Air 21, 357-367.

Gélinas C. y Hérouc M. 2004. Reserach and demostration project on the measurement, prevention, control, projection, monitoring and detection of odors related to composting processes. Technical report C-28, Montréal city, Odotech-Solinov (in French).

Hodgson AT, Destaillats H, Sullivan DP, Fisk WJ. 2007. Performance of ultraviolet photocatalytic oxidation for indoor air cleaning applications. Indoor Air. 17, 305–316.

Hort C, Platel V, Sochard S, Luengas Munoz A.T, Ondarts M, Reguer A, Barona A, Elias A. 2014. A hybrid biological process of indoor air treatment for toluene removal. J Air Waste Manag Assoc 64 (12), 1403-1409

Lu Y, Liu J, Lu B, et al. 2010. Study on the removal of indoor VOCs using Biotechnology, Journal of Hazardous Materials. 182, 204-209.

Lu Y, Wang D, Wu Y, Ma C, Zhang X, Yang C. 2012. Synergistic Effect of Nanophotocatalysis and Non thermal Plasma on the Removal of Indoor HCHO. International Journal of Photoenergy. 2012: ID 354032.

Mo J, Zhang Y, Xu Q, Lamson JJ, Zhao R. 2009. Photocatalytic purification of volatile organic compounds in indoor air: A literature review. Atmospheric Environment. 43, 2229-2246.

Oh DI, Song JH, Hwang SJ, Kim JY. 2009. Effects of adsorptive properties of biofilter packing materials on toluene removal, J. Hazard. Mater 170, 144–150.

Sarigiannis D.A., Karakitsios S.P., Gotti A., Liakos I.L., Katsoyiannis A. 2011. Review. Exposure to major volatile organic compounds and carbonyls in European indoor environments and associated health risk. Environment International. 37, 743–765.

U.S. Environmental Protection Agency (EPA) (1999). Method TO-15. Determination of volatile organic compounds (VOCs) in air collected in specially-prepared canisters and analyzed by gas chromatography/mass spectrometry (GC/MS). In Compendium of Methods for the Determination of Toxic Organic Compounds in Ambient Air, 2nd ed. Washington, DC: U.S. Environmental Protection Agency.

World Health Organization (WHO). 2014. Public Health, Environmental and Social Determinants of Health (PHE). Geneva

http://www.who.int/phe/health_topics/outdoorair/databases/en/ (Fecha de consulta:25/06/2014)

Zhong L., Haghighat F. y Lee C.S. 2013. Ultraviolet photocatalytic oxidation for indoor environment applications: Experimental validation of the model. Building and Environment. 62, 155-166.

Ainhoa

A la hora de abordar la resolución de las problemáticas de olor es importante caracterizar lo más detalladamente posible las emisiones correspondientes o el aire ambiente afectado, no solamente desde el punto de vista, a veces limitado, de las técnicas olfatométricas

D. Almarcha¹ y M. Almarcha¹ *

¹ Ambiente y Tecnología Consultores, C/Còrsega 112, local 1, 08029-Barcelona

* Autor para correspondencia: malmarcha@sta-at.com

Palabras clave: olor, compuestos orgánicos volátiles (COV), CG-MS, plantas de compostaje, biofiltración avanzada, olfatometría cuantitativa de campo; Nasal Ranger ^®

Resumen

A la hora de abordar la resolución de las problemáticas de olor es importante caracterizar lo más detalladamente posible las emisiones correspondientes o el aire ambiente afectado, no solamente desde el punto de vista, a veces limitado, de las técnicas olfatométricas, sino también desde una aproximación analítica de tipo físico-químico, a fin de poder identificar las fuentes candidatas de determinados episodios odoríferos y/o también para seleccionar los sistemas de tratamiento más adecuados en cada caso u optimizar su funcionamiento y prestaciones (téngase en cuenta, al respecto, que dichos sistemas no interactúan con una sensación como es el olor sino sobre compuestos odoríferos concretos).

En el presente trabajo se presentan resultados de la aplicación de una combinación de técnicas olfatométricas (en emisión e inmisión) y análisis químicos abarcando un espectro amplio de compuestos odoríferos, a fin de obtener una caracterización completa de las emisiones odoríferas provenientes tanto de diversas instalaciones de tratamiento medioambiental (Plantas de tratamiento de residuos industriales, Ecoparques,…) como de la proyección e impacto de las mismas sobre el aire ambiente que las circundan. Las estrategias de enfoque aplicadas incluyen el muestreo mediante redes de captación pasiva o activa, así como el tratamiento estadístico avanzado de datos, la aplicación de modelos emisor-receptor,… Las técnicas de estudio utilizadas han sido tanto de tipo sensorial (olfatometría dinámica y olfatometría de campo) como de especiación química, comprendiendo la captación de compuestos odoríferos (según distintas técnicas) y su análisis especiado tanto de COV como de otros compuestos con significación odorífera (H₂S, NH₃,…) mediante cromatografía de gases acoplada a espectrometría de masas (GC-MS), espectrofotometría UV-Vis, potenciometría,…

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1. Introducción

Los estudios relacionados con problemáticas de olores a menudo emplean una metodología limitada y es habitual el uso exclusivo de diversas técnicas olfactométricas (olfactometría dinámica, de campo, etc.) obviando otras técnicas de caracterización físico-química. Se puede considerar que, si bien los datos así obtenidos proporcionan información de interés, esta aproximación no permite conocer qué substancias son las responsables de los olores, y es importante tener en cuenta que los sistemas de reducción de olores, en realidad, actúan mediante la reducción de los niveles de los distintos compuestos odoríferos específicos presentes en las emisiones. Por lo tanto, una caracterización físico-química de las emisiones lo más completa posible es capaz de proporcionar una información relevante para el proceso de selección de las técnicas de tratamiento más adecuadas en cada caso y para la optimización de las mismas.

En el presente trabajo se muestran los resultados obtenidos mediante la combinación de técnicas olfatométricas con otras de carácter físico-químico aplicadas a distintos casos reales de problemáticas de olores: Caso 1: Reducción de las emisiones de olor mediante biofiltración convencional en una planta de compostaje de RSUs, Caso 2: Estudio del impacto odorífero de una planta de valorización de residuos y Caso 3 Determinación del impacto odorífero (real) de una planta de tratamiento de restos animales y atribución de la fuente.

2. Materiales y métodos

Para el análisis especiado de compuestos odoríferos, se han utilizado metodologías descritas en Almarcha et al. (2012), Demeestere et al. (2008), Mao et al. (2006) mientras que para las mediciones mediante olfatometría cuantitativa de campo se han aplicado criterios descritos en Pan et al. (2007) y Zhang et al. (2002), además de desarrollos propios.

Captación de muestras: Se ha realizado, según los casos, en Bolsas de TEDLAR (Restek) de 10L y de Nalophan de 5L, Cartuchos de Desorción Termica (CarbopackC/CarbopackB/Carbosieve III), Supelco.

Análisis de muestras: Se han llevado a cabo mediante Solid-Phase Microextraction (SPME) con fibras de PDMS (Supelco) y por desorción térmica con un desorbedor térmico Turbomatrix ATD400, Perkin Elmer, acoplado a un HRGC-MS, ThermoTrace de Thermo Fisher, equipado con una columna capilar de 30m x 0.25 mm ID BPX-624(SGE). Los análisis se han llevado a cabo en modo Full Scan y la cuantificación de los COV odoríferos se ha llevado acabo con un conjunto de patrones con más de 100 compuestos y por comparación con patrones internos perdeuterados.

Olfatometría de campo de campo: Nasal Ranger®, de St. Croix.

Software de tratamiento de datos de olfatometría de campo: SURFER 9, de Golden Software.

3. Resultados y discusión

3.1. Caso 1:

En el primer caso se estudió la eficacia de reducción de olor de un biofiltro convencional instalado en una planta de compostaje de RSU comparándola con la de un Filtro Biológico Avanzado, según Almarcha et al. (2012). Para ello se realizó un “screening” de COV mediante HRGC-MS, así como una determinación de la concentración de olor mediante olfatometría dinámica. También se determinaron H₂S, mercaptanos, NH₃, aminas,... mediante diferentes técnicas de análisis químico Los resultados muestran una reducción de la concentración de olor de un 60,4%, así como una disminución de los niveles de COV odoríferos de un 44,5% aproximadamente. Ambos valores son indicativos de un funcionamiento insuficiente del biofiltro convencional.

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Fig. 1. Cromatogramas TIC correspondientes a la entrada y la salida del biofiltro convencional

Parámetro	Entrada biofiltro	Salida biofiltro	Reducción (%)
Conc. olor (ou_E/m³)	21.850	13.200	60,4
S Conc. COV odoríferos (mg/m³)	19.400	10.650	44,5

Tabla 1. Concentraciones de olor y de COV totales a la entrada y salida del biofiltro estudiado

3.2. Caso 2:

Este estudio se llevó a cabo en una instalación de valorización de residuos industriales contendiendo, entre otros plásticos, PVC, (mediante tratamiento térmico). Dicha planta presentaba un foco con unas emisiones de 56.000 m³/h, a una temperatura de 70ºC. Similarmente al estudio anterior, en esta ocasión se realizaron tanto determinaciones olfatométricas como de COV especiados mediante HRGC-MS en distintas muestras de emisión. Cabe indicar que los receptores más próximos eran unas viviendas aisladas a 150-200m de la fuente y un núcleo urbano situado a unos 400m de las fuentes. Como se puede ver en la Tabla 2, se detectaron niveles altos de compuestos aromáticos (BTEX), especialmente benceno, y una gran cantidad de compuestos halogenados (de Cl y/o Br), así como compuestos orgánicos de S y Se altamente odoríferos (p. ej. sulfuro de carbono y selenio, tiofeno, selenofeno,...). Cabe indicar que la composición de las emisiones es concordante con el tipo de residuos tratados. La concentración de olor promedio (n=6) determinada fue de 1.016 uo _E/m³.

	Conc. total promedio ( m g/m³)	nº Compuestos	Rango conc. ( m g/m³)
S COV	28.866	85	0,5-7.000
S Halogenados	6.727	53	1-1.700
S Comp. Org. S	1.114	14	0,5-550
S Comp. Org. Se	3	2	0,5-3
S Hidroc. Aromáticos	14.150	10	5-7.000

Tabla 2. Resultados de análisis de distintas familias de COV

Fig. 2. Cromatograma TIC correspondiente a una de las muestras analizadas que ilustra su complejidad

A partir de la información obtenida en este caso pudo demostrarse, aparte de poder estipular y acotar el impacto odorífero de la emisión (y los compuestos responsables) y su impacto, pudo constatarse la existencia de diversos COV con frases de riesgo significativas (algunos de ellos como el benceno que sobrepasan los límites, de 2mg/Nm³,típicamente especificados en las autorizaciones ambientales para compuestos cancerígenos). Por otra parte, también pudo determinarse la conveniencia de tratamiento de las emisiones mediante sistemas de oxidación térmica en lugar de uno de lavado químico, previo enfriamiento de las emisiones, como inicialmente se preveía.

3.3. Caso 3:

El tercer caso de estudio consiste en la determinación del impacto odorífero de una planta de tratamiento de residuos cárnicos. Los vecinos afectados del municipio próximo, situado al oeste de la instalación, habían estado presentando quejas por los malos olores durante un largo período de tiempo (¡¡¡más de 10 años!!!) atribuidos unánimente a una planta de tratamiento de residuos animales. Los resultados de un estudio anterior, realizado por otra empresa, y basado en el esquema clásico de emisión de olor-modelización de la dispersión atmosférica, mostraban unas emisiones que no afectaban al núcleo urbano, pese a los años de quejas vecinales precedentes lo que conllevó a una prolongación innecesaria del problema durante algunos años más (véase al respecto la figura 3 derecha en la que se ha ampliado la zona de la planta).

El estudio que se realizó posteriormente, cuyos resultados se resumen a continuación, se llevó a cabo mediante la aplicación de la olfatometría cuantitativa de campo (siguiendo los criterios de la norma VDI 3940) por 3 panelistas y un supervisor, durante 3 semanas, con un total de 300h de trabajo de campo y con más de 700 observaciones/mediciones de olor “in-situ”, en combinación con un estudio de COV en inmisión, como en G. Bianchi (2010). Cabe señalar que los datos empíricos de campo obtenidos a partir de la olfatometría cuantitativa de campo y de los COV en inmisión concordaron perfectamente con el perfil de quejas.

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Fig. 3. Mapa de olores mostrando las isoodoras promedio de 2, 4, 7, 15 y 30 uo(D/T) (izquierda) y resultados de una modelización de dispersión atmosférica mostrando el área correspondiente a la isoodora de 3 ou_E/m³ a partir de la cuál se dedujo la ausencia de impacto odorrífero sobre la población (derecha). Nota: a fines de anonimización, la ubicación representada es ficticia.

En primer lugar, es importante indicar que la dirección predominante de viento a es cala local es del SO, es decir, desde la planta candidata hacia el municipio afectado, como se puede ver en la rosa de los vientos a lo largo de las 3 semanas de duración de los trabajos de campo. En la misma figura pueden observarse los resultados de la olfatometría de campo, según los cuales las isoodoras promedio de 2 y 4 uo(D/T) afectarían una proporción significativa de la zona urbana, incluso a niveles de 7uo(D/T).

Paralelamente al estudio de olfatometría de campo, se realizó una campaña de captación y análisis (mediante HRGC-MS) de COV en inmisión clasificándose las muestras en función de las direcciones de viento, un de ellas grupo con viento del O (es decir, el que se dirigía hacia el núcleo urbano) y otro con vientos de direcciones distintas a O. Los resultados obtenidos se resumen en la Tabla 3.

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Fig. 4. Localización de los puntos de muestreo de COV en inmisión. Nota: a fines de anonimización, la ubicación representada es ficticia.

Dir. Viento	S Concentraciones de COV odoríferos susceptibles de asignación a emisiones del tipo de la planta candidata (datos en m g/m³)
Dir. Viento	Punto: P1	Punto: P2	Punto: I	Punto: U
Del O	44 (n=7)	106 (n=14)	71 (n=9)	58 (n=15)
Otras direcciones	90 (n=5)	56 (n=6)	31 (n=5)	24 (n=7)

Tabla 3. Concentraciones de COV en inmisión con distintos régimenes de viento

Como puede observarse en la Tabla anterior, las concentraciones de COV odoríferos susceptibles de asignación a emisiones del tipo de la planta candidata en la zona urbana objeto de estudio, son significativas, especialmente en las condiciones predominantes de viento del O, concordando en gran medida con los resultados de la olfatometría de campo.

Este caso ilustra claramente el riesgo de obtener resultados erróneos (con consecuencias reales significativas) por haber limitado mecánicamente el tipo de técnicas y metodologías de estudio aplicadas, mostrándose que el hecho de conjugar datos de diversa índole es, a menudo, imprescindible para llegar a obtener conclusiones correctas.

4. Conclusiones

Los casos analizados permiten constatar la necesidad de combinar los estudios de tipo olfatométrico con los de análisis químico de detalle de compuestos odoríferos ya que la aplicación exclusiva de los métodos de base organoléptica pueden conducir a conclusiones inapropiadas, bien sea, por ejemplo en el Caso 2, por no disponer de suficiente información para la selección de la tecnología más adecuada de tratamiento de olores o, en el Caso 3, por la falta de representatividad y/o de fiabilidad de los datos provenientes de una campaña corta temporalmente, circunscrita a la caracterización, mediante olfatometría dinámica, de las emisiones focalizadas de la planta.

5. Referencias

Almarcha D., Almarcha M., Nadal S. y Caixach J. 2012. Comparison of the depuration efficiency for VOC and other odoriferous compounds in conventional and Advanced Biofilters in the abatement of odour emissions from municipal waste treatment plants. Chemical Engineering Transactions, 30, 259-264 DOI: 10.3303/CET 1230044

Bianchi G., Celeste G., Palmiotto M. y Davoli D. 2010. Source identification of odours and VOCs from a composting plant by multivariate analysis of trace volatile compounds. Chemical Engineering Transactions, 23, 2010, 279-284.

Demeestere K., Dewulf, J., De Roo K., De Wispelaere P., Van Langenhove H. 2008, Quality control in quantification of volatile organic compounds analysed by thermal desorption–gas chromatography–mass spectrometry. J. Chromatography A, 1186(1-2), 348–357.

Pan L., Yang S.X. y DeBruyn J. 2007, Factor Analysis of Downwind Odours from Livestock Farms. Biosystems Engineering, 96 (3), 387–397.

Zhang, Q., Feddes, J.J.R., Edeogu, I.K. and Zhou, X.J. 2002. Correlation between odour intensity assessed by human assessors and odour concentration measured with olfactometers. Canadian Biosystems Engineering, 44: 6.27- 6.32.

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