Emisiones gaseosas en procesos de Tratamiento Biológico de Residuos: Plantas de Compostaje, EDARs Urbanas y Ecoparques

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puntos de muestreo   En la actualidad, la gran proliferación de plantas de tratamiento de residuos basadas en tratamientos biológicos conlleva unas emisiones gaseosas de todo tipo, como los gases de efecto invernadero (GHG) o compuestos orgánicos e inorgánicos volátiles. Además, estos últimos están muy ligados al impacto odorífero que pueda causar un proceso o instalación de tratamiento determinada.

   El presente trabajo se enmarca en un proyecto para evaluar diferentes tipos de plantas de tratamiento de residuos, ya sean residuos sólidos o aguas residuales urbanas, relacionándolas con las emisiones gaseosas características –compuestos orgánicos volátiles totales (COVs), NH3, H2S, GHG– de cada tipo de instalación.

D. González1, J. Colón2, D. Gabriel1, A. Sánchez1

1) Universitat Autònoma de Barcelona, Departament d’Enginyeria Química, Biològica i Ambiental, 08193 Bellaterra, Barcelona (*).
2) Universitat de Vic – Universitat Central de Catalunya, Centre Tecnològic BETA (U Science Tech), 08500 Vic, Barcelona.

   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: D. González, J. Colón, D. Gabriel y A. Sánchez, 2017, Emisiones gaseosas en procesos de Tratamiento Biológico de Residuos: Plantas de Compostaje, EDARs Urbanas y Ecoparques,  IV Conferencia Internacional sobres gestión de Olores y COVs en el Medio Ambiente, Valladolid, España, www.olores.org

   Copyright: Los autores retienen la propiedad del copyright de sus artículos, pero los autores permiten a cualquier persona descargar, reusar, reimprimir, modificar, distribuir y/o copiar artículos del sitio web de olores.org, siempre que se citen los autores originales y las fuentes. No es necesario permiso específico de los autores o de los editores de esta web.

   ISBN: 978-84-697-7359-8

   Palabras claves:  Residuos sólidos urbanos, aguas residuales urbanas, olores, COVs, muestreo de gases, olfatometría.

 

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Resumen

   En la actualidad, la gran proliferación de plantas de tratamiento de residuos basadas en tratamientos biológicos conlleva unas emisiones gaseosas de todo tipo, como los gases de efecto invernadero (GHG) o compuestos orgánicos e inorgánicos volátiles. Además, estos últimos están muy ligados al impacto odorífero que pueda causar un proceso o instalación de tratamiento determinada.

   El presente trabajo se enmarca en un proyecto para evaluar diferentes tipos de plantas de tratamiento de residuos, ya sean residuos sólidos o aguas residuales urbanas, relacionándolas con las emisiones gaseosas características –compuestos orgánicos volátiles totales (COVs), NH3, H2S, GHG– de cada tipo de instalación.

   En particular, se presenta un caso práctico de estudio sobre las emisiones de COVs y NH3 en una planta de compostaje de lodos de EDAR, la cual registró quejas sobre malos olores. El proceso de compostaje se lleva a cabo en dos fases, una primera de descomposición de la materia orgánica en canales dinámicos y una segunda de maduración del material. Se caracterizó la evolución de ambos procesos mediante medidas de la fase sólida como temperatura, humedad entre otros, así como de estabilidad del residuo -Índice Respirométrico Dinámico (IRD)- y emisiones gaseosas.

   Se observó que al aumentar el tiempo de residencia (TR) del material a tratar en los canales dinámicos se consigue mayor estabilidad del residuo a la salida de estos –de IDR=0,96 g O2·kg MS-1·dia-1 a 0,48 g O2·kg MS-1·dia-1–. Las medidas de COVs y NH3 indicaron que las emisiones gaseosas generadas disminuyeron esencialmente en la etapa de maduración –de 23,68 g NH3·Mg material tratado-1·dia-1 a 0,81 g NH3·Mg material tratado-1·dia-1 y de 3,02 g COVs·Mg material tratado-1·dia-1 a 0,00 g COVs·Mg material tratado-1·dia-1–.

 

1. Introducción

   En la actualidad, debido a la gran globalización presente en los países desarrollados, la cantidad de residuos urbanos generados –ya sean residuos sólidos o líquidos– va en aumento. Esta situación conlleva una proliferación de las plantas de tratamiento biológico de residuos sólidos y de estaciones de depuración de aguas residuales (EDARs), con el objetivo de minimizar la cantidad de residuo destinado a disposición final reciclando, reutilizando o valorizando estos residuos.

   Las EDARs urbanas se encargan de llevar a cabo el tratamiento biológico de los residuos líquidos, durante el cual se generan otros residuos sólidos (fangos) y emisiones gaseosas que, si no son tratados adecuadamente, pueden generar un impacto ambiental no deseado. Específicamente, los compuestos causantes de los malos olores se desprenden durante el proceso anaerobio de biodegradación de las aguas residuales (Burgess et al., 2001), de los cuales los más significativos suelen ser compuestos sulfurados, el sulfuro de hidrogeno (H2S) y los mercaptanos, además de diversos COVs y algunos compuestos nitrogenados (Vincent y Hobson, 1998, Lasaridi et al., 2010).

   Por otro lado, el tratamiento de los residuos sólidos se ha convertido en un problema global en los países desarrollados. De acuerdo a recomendaciones internacionales y a la legislación vigente, se utilizan diferentes tecnologías con el objetivo de reducir la cantidad total de residuo orgánico destinado a vertederos, mejorando así el reciclaje de la materia orgánica y los nutrientes (EC, 1999). Entre las tecnologías utilizadas para tratar la materia orgánica, el compostaje es una de las más recomendadas al ser sencilla y respetuosa con el medio ambiente. Esta es parte integrante del proceso en estaciones de tratamiento mecánico-biológico (MBT) o Ecoparques (Vilavert et al., 2012; Garg, 2014) y en el tratamiento de lodos de EDAR en numerosas instalaciones.

   Sin embargo, y aunque el objetivo principal de estos tratamientos sea el de convertir de forma segura los residuos en substancias menos contaminantes o peligrosas y minimizar en la medida de lo posible su impacto sobre el medioambiente, aparecen problemas ambientales y sociales relacionados con las emisiones gaseosas generadas en estas plantas (Font et al., 2011, Colón et al., 2016). Estas emisiones se suelen producir por la descomposición de compuestos nitrogenados y sulfurados y se componen básicamente de CO2, CH4, compuestos nitrogenados y sulfurados, además de un gran grupo de COVs y compuestos odoríferos (Eitzer, 1995). De hecho, las plantas de compostaje y MBT cuentan con un gran número de fuentes de emisión de contaminantes y compuestos odoríferos, como la zona de recepción del residuo, el proceso de compostaje con aireación forzada o el almacenamiento de los materiales.

   La gran mayoría de los COVs emitidos en plantas de tratamiento biológico de residuos sólidos son liberados en las primeras fases del proceso, como por ejemplo en las zonas de recepción y manipulación de los residuos o durante el inicio del proceso de compostaje con aireación forzada (Eitzer, 1995). Además, una aireación incompleta o insuficiente durante el proceso de compostaje puede generar compuestos sulfurados de mayor intensidad odorífera, mientras que un proceso de degradación aerobio incompleto resulta en la emisión de cetonas, alcoholes, ésteres y ácidos orgánicos (Homas y Fischer, 1992). En este sentido, existe una relación entre las fases del proceso de compostaje y la tipología de COVs emitidos en cada una de ellas (Bidlingmaier y Müsken, 2007; Delgado-Rodríguez et al., 2010). Los alcoholes, aldehídos, ácidos carboxílicos, ésteres, cetonas, sulfuros y terpenos se emiten principalmente durante la fase de acidificación inicial, mientras que en la fase termófila los compuestos predominantes suelen ser cetonas, compuestos organosulfurados y el amoníaco. A lo largo de la fase de enfriamiento, los compuestos presentes en las emisiones gaseosas suelen ser sulfuros, terpenos y amoníaco. De forma general, se ha comprobado que las emisiones de COVs totales alcanzan la mayor concentración durante las 48 primeras horas de proceso, coincidiendo con el punto de máxima actividad biológica (Pagans et al., 2006).

   El presente trabajo se enmarca en un proyecto más amplio que tiene como objetivos evaluar diferentes tipos de plantas de tratamiento de residuos urbanos, ya sean residuos sólidos o aguas residuales, en relación a las emisiones gaseosas características de cada proceso, exponer diferentes metodologías de muestreo y análisis de estas emisiones gaseosas según el tipo de fuente de emisión, los compuestos presentes y/o la finalidad del estudio o caracterización. En el presente trabajo, se presentan de forma específica los resultados obtenidos tras realizar un estudio sobre las emisiones de COVs totales y NH3 en una planta de compostaje de lodos de EDAR.

 

2. Materiales y métodos

 2.1. Caso de estudio

   La instalación estudiada es una planta abierta de compostaje de lodos no digeridos de decantadores primarios y secundarios de EDARs municipales. En esta instalación se tratan aproximadamente 6000 Mg·año-1 de lodos, junto con unos 2300 Mg·año-1 de fracción vegetal, la cual se utiliza como agente estructurante. El proceso de compostaje se lleva a cabo en dos fases: una primera fase de descomposición del material fresco en canales dinámicos, con un tiempo de residencia (TR) de 4 días y una frecuencia de volteo de 3 volteos diarios, y una segunda fase de maduración exterior en pilas volteadas, con una duración de unos 30 días. El motivo principal por el cual se procedió a realizar este estudio fue la aparición de diferentes quejas de la población cercana, promovidas por los malos olores procedentes de la planta. Debido a la corta duración de la primera etapa del proceso de compostaje, una hipótesis razonable fue que estos malos olores provinieran principalmente de la fase de maduración, debido a una falta de estabilidad biológica del material al final de la primera etapa de descomposición.

   Además, al no existir ningún tipo de aireación forzada, el problema de los malos olores aparece al apilar gran cantidad de material, el cual todavía alberga una elevada actividad biológica, ya que el oxígeno presente no difunde de manera correcta a través de todo el material y cabe la posibilidad de que se formen zonas anóxicas en el interior de la pila de maduración. Como se cita en algunas fuentes (Epstein, 2011), los compuestos odoríferos presentes en las emisiones generadas en procesos anaerobios –sobretodo compuestos sulfurados, como por ejemplo el H2S– resultan más molestos que los generados en procesos aerobios.

2.2. Metodología y monitorización

   Como posible solución, se realizó un ensayo piloto en planta en el cual se aumentó el TR del material en los canales dinámicos de 4 a 14 días, disminuyendo la frecuencia de volteo a 1 volteo diario y manteniendo la misma duración del proceso de maduración, con el objetivo de mejorar sustancialmente la estabilidad biológica del material a la salida de estos y así disminuir el impacto ambiental y odorífero asociado a las emisiones gaseosas generadas en la etapa de maduración. El estudio se llevó a cabo durante los meses de agosto y setiembre de 2016, durante los cuales se registraron temperaturas medias de 30,1 ºC, humedad relativa de 66% y una velocidad del viento promedia de 9,4 km·h-1.

   Se monitorizó la temperatura del material y las concentraciones de COVs totales y NH3 en las emisiones durante todo el ensayo, para así poder realizar una comparativa con los valores obtenidos del proceso de compostaje estándar. Además, se siguió la evolución de la estabilidad biológica del material a lo largo del proceso para verificar el buen funcionamiento de éste, mediante los Índices Respirométricos Dinámicos (IRD). Este método respirométrico se basa en la medida de la velocidad de consumo de oxígeno utilizado para la oxidación bioquímica de los compuestos fácilmente biodegrables contenidos en una matriz orgánica, en condiciones de aireación forzada y continua de una muestra que se encuentra confinada en un recipiente acondicionado con esta finalidad (Scaglia et al., 2000). La metodología de muestreo se presenta a continuación (Cadena et al., 2009):

   Se determinaron las superficies de cada canal y de cada pila de maduración.

   Se definió una matriz de puntos de muestreo sobre cada superficie, cubriendo la totalidad de cada superficie de emisión, como se muestra en la figura 1.

   En cada punto de muestreo, se determinó la temperatura del material a dos profundidades (0,.5 m y 1,.5 m aproximadamente).

   En cada punto de muestreo, se determinaron la concentración de COVs totales mediante un detector portátil de fotoionización MiniRAE 3000 con un límite de detección de 0,.1 ppmv, y la concentración de NH3 mediante tubos colorimétricos Gastec, con un rango de detección de 2,5 a 200 ppmv.

   Para seguir la estabilidad biológica del material a lo largo de ambos procesos, se recogieron muestras integradas del residuo en la entrada y salida de los canales dinámicos, y al inicio, mitad y final de la etapa de maduración.

   Los objetivos de este estudio fueron los de favorecer la descomposición de la materia orgánica durante la primera fase del proceso de compostaje, aumentar la estabilidad biológica del material final y disminuir las emisiones gaseosas generadas durante el proceso de maduración y así disminuir el impacto odorífero de la planta.

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Fig. 1. Matriz de puntos de muestreo en los canales dinámicos y en las pilas de maduración (a) vista frontal de los puntos de muestreo de un perfil, (b) vista superior de los puntos de muestreo, (c) vista lateral de los perfiles de muestreo.

 

3. Resultados y discusión

   Se presentan los perfiles de temperatura del material y las emisiones de NH3 y COVs durante la fase de maduración, tanto para el proceso estándar como para el ensayo, en las figuras 2 y 3 respectivamente. Se puede observar la gran diferencia de temperatura que existe entre ambas en los primeros 14 días de maduración. La mayor temperatura del material de la pila de maduración del proceso estándar indica que la actividad biológica presente todavía es muy elevada, lo que conlleva un mayor consumo de oxígeno por parte de la comunidad microbiana presente y la posible formación de zonas anaerobias.

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Fig. 2. Perfiles de temperatura y emisión de NH3 de las pila de maduración (a) pila de maduración estándar, (b) pila de maduración ensayo.

 

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Fig. 3. Perfiles de temperatura y emisión de COVs totales de las pilas de maduración (a) pila de maduración estándar, (b) pila de maduración ensayo.
 

   También es cierto que esta diferencia de temperatura, cerca de los 30ºC en las zonas centrales de las pilas, influye en la concentración de los compuestos emitidos y en la velocidad de emisión de estos. En las figuras 2a y 3a se puede ver como disminuye el flujo de emisión de NH3 y COVs totales respectivamente en el proceso de maduración estándar al disminuir la temperatura del material tras el primer volteo (14 días). Sin embargo, en las figuras 2b y 3b se observa que la temperatura del material es cercana a la temperatura ambiente, lo que indica la estabilidad del material y concuerda con el descenso en el flujo de emisión total. En estas dos figuras, se observa un incremento de la temperatura y las emisiones de NH3, el cual se puede explicar por el aumento de actividad biológica al voltear y aportar oxígeno al material dos días antes del muestreo. Cabe comentar que no se detectaron emisiones de COVs totales en la pila de maduración del ensayo (figura 2b), debido a que la concentración de estos se encuentra por debajo del límite de detección del equipo.

   En la tabla 1 se recoge la información sobre la cantidad de material tratado durante la maduración y los factores de emisión de COVs totales y NH3 en cada etapa. Al comparar las emisiones de COVs totales y NH3, se observa la disminución de éstas en el proceso ensayo respecto al proceso estándar. Esto se debe a que el material apilado durante el proceso ensayo es un material mucho más estable y el cual consume mucho menos oxígeno. Por consiguiente, la formación de zonas anaerobias resulta muy poco probable y la generación y emisión de contaminantes es mucho menor.

Tabla 1. Factores de emisión de COVs y NH3 durante el proceso de maduración.

Proceso
Masa material tratado (Mg)
Factor de emisión COVs
(g C·Mg-1 ·día-1 )
Factor de emisión NH3
(g NH3 ·Mg-1 ·día-1 )
Estándar
(maduración)
171,99
3,02
23,68
Ensayo
(maduración)
120,37
0,00
0,81

   En la tabla 2 se muestran la humedad (%) y la materia orgánica (%) del material junto con los valores de IRD, los cuales representan el grado de estabilidad del material, a lo largo del proceso. Si se comparan los resultados a la salida de la primera etapa del compostaje en canales dinámicos, se observa una disminución del índice respirométrico del 50%, lo cual constata la mejora en la estabilidad del producto obtenida al aumentar el TR de la primera etapa, además de influir en el descenso de las emisiones generadas en la etapa de maduración. Cabe comentar que, tal y como se establece en el Working Document – Biological treatment of biowaste, 2nd draft de la Comisión Europea, un material se considera estabilizado cuando su IRD es inferior a 1.00 g O2·kg-1MS·h-1.

Tabla 2. Evolución del Índice Respirométrico Dinámico (IRD) del material a lo largo de los procesos estándar y ensayo.

 
Residuo
Salida canales
Salida maduración
 
Estándar
Ensayo
Estándar
Ensayo
Humedad (%)
58,3±0,6
40,3±0,5
38,1±0,9
39,2±2,0
43,7±1,8
Materia orgánica (%)
79,1±1,2
66,24±4,3
70,97±0,3
79,3±2,9
78,8±0,9
IRD (g O2 ·kg -1 MS·h -1 )
2,.11±0,39
0,96±0,09
0,.48±0,15
0,.41±0,01
0,.55±0,01

 

 4. Conclusiones

   Al aumentar el TR del material a tratar en los canales dinámicos de 4 a 14 días, la temperatura de salida de éste disminuyó de forma considerable, adquiriendo un grado de estabilidad mayor y obteniendo unos flujos de emisión inferiores en la etapa de maduración. Al traspasar este material a las pilas de maduración, se observaron unos perfiles de temperatura muy diferentes: durante el proceso de maduración estándar, el material continúa descomponiéndose de forma activa durante los primeros 14 días, a partir del cual la temperatura desciende al igual que los flujos de emisión de NH3 y COVs totales.

   De forma global, se observa que los factores de emisión del proceso de maduración disminuyen de forma notable al aumentar el TR del material en los canales dinámicos, pasando de 23,68 g NH3·Mg-1·día-1 a 0,.81 g NH3·Mg-1·día-1 y de 3,02 g C·Mg-1·día-1 a valores cercanos a 0,00 g C·Mg-1·día-1, los cuales no se pueden determinar debido a que las concentraciones de COVs totales medidas se encuentran por debajo del límite de detección del equipo en uso. Esto concuerda con los resultados obtenidos de estabilidad del material y la disminución del IRD del material de 0,96 g O2·kg-1MS·h-1 a 0,48 g O2·kg-1MS·h-1.

 

5. Referencias

   Bidlingmaier, W., Müsken, J., 2007. Cap. 11: Odor emissions from composting plants. En: Waste Management Series Volume 8 (Compost Science and Technology). Edición: Diaz, L. F., De Bertoldi, M., Bidlingmaier, W. and Stentiford, E. 215-324. Londres: Elsevier.

   Burguess, J.E., Parsons, S.A., Stuetz, R.M., 2001. Developments in odour control and waste gas treatment biotechnology: a review. Biotechnology Advances. 19, 35-63.

   Cadena, E., Colón, J., Sánchez, A., Font, X., Artola, A., 2009. A methodology to determine gaseous emissions in a composting plant. Waste Management. 29, 2799-2807.

   Colón, J., Alvarez, C., Vinot, M., Lafuente, F.J., Ponsá, S., Sánchez, A., Gabriel, D., 2016. Characterization of odorous compounds and odor load in indoor air of modern complex MBT facilities. Chemical Engineering Journal. 313, 1311-1319.

   Delgado-Rodríguez, M., Ruiz-Montoya, M., Giraldez, I., Cabeza, I.O., López, R., Díaz, M.J., 2010. Effect of control parameters on emitted volatile compounds in municipal solid waste and pine trimmings composting. Journal of Environmental Science and Health, Part A: Toxic/Hazardous Substances and Environmental Engineering. 45, 855-862.

   Eitzer, B.D., 1995. Emissions of volatile organic chemicals from municipal solid waste composting facilities. Environmental Science and Technology. 29, 896-902.

   Epstein, E., 2011. Cap. 9: Odor management basic concepts. En: Industrial composting. Environmental engineering and facilities management. Edición: Taylor & Francis Group.

   European Commission. Council directive 1999/31/EC of 26 April 1999 on landfill of waste. Official Journal of the European Community. 1999, L182, 1-19.

   European Comission, Working document. Biological treatment of biowaste, 2nd draft, 2001. http://www.compost.it/www/pubblicazioni_on_line/biod.pdf (fecha de consulta: 21/04/2017).

   Font, X., Artola, A., Sánchez, A., 2011. Detection, composition and treatment of volatile organic compounds from waste treatment plants. Sensors. 11, 4043-4059.

   Garg, A., 2014. Mechanical biological treatment for municipal solid waste. International Journal of Environmental Technology and Management. 17, 215-236.

   Homas, W.J., Fischer, K., 1992. A composting plant as an odor source, compost as an odor killer. Acta Horticulturae. 302, 37-44.

   Lasaridi, K., Katsabanis, G., Kyriacou, A., Maggos, T., Manios, T., Fountoulakis, M., Kalogerakis, N., Karageorgos, P., Stentiford, E.I., 2010. Assessing odour nuisance from wastewater treatment and composting facilities in Greece. Waste Management and Research. 28(11), 977-984.

   Pagans, E., Font, X., Sánchez, A., 2006. Emission of volatile organic compounds from composting of different solid wastes: Abatement by biofiltration. Journal of Hazardous Materials. B131, 179-186.

   Scaglia, B., Tambone, F., Genevini, P., Adani, F., 2000. Respiration index determination: Dynamic and static approaches. Compost Science and Utilization. 8, 90-98.

   Vilavert, L., Nadal, M., Figueras, M. J., Domingo, J. L., 2012. Volatile organic compounds and bioaerosols in the vicinity of a municipal waste organic fraction treatment plant. Human health risks. Environmental Science and Pollution Research. 19 (1), 96-104.

   Vincent, A., Hobson, J., 1998. Odour Control. CIWEM Monographs on Best Practice No. 2. CIWEM, London, UK.

 

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