Sustratos e inóculo

Los residuos de poda y comida fueron recolectados considerando la norma ASTM D5231-92, la cual tiene como objetivo “Definir y reportar la composición de los residuos sólidos municipales a través de la selección y clasificación manual de las muestras de desecho” ²⁷. El residuo de poda se tomó de los tres campus de la Universidad Nacional de Colombia sede Manizales. Para evitar la formación de hongos, facilitar su almacenamiento y propiciar iguales características a las muestras, los residuos de poda fueron sometidos a un proceso de secado a 60°C hasta alcanzar peso constante ²⁸ y reducción del tamaño de partícula del residuo hasta 1mm, mediante corte y tamizado. Los residuos de alimentos se obtuvieron en un restaurante de la ciudad, fueron homogeneizados mediante trituración y permanecieron almacenados a 3°C hasta su uso en cada uno de los ensayos. En la caracterización fisicoquímica de cada residuo se determinó el contenido de Sólidos Totales (ST) y Sólidos Volátiles (SV) a través de los métodos estándar APHA (American Public Health Association) para el análisis de agua y aguas residuales ²⁹. El contenido de Carbono (C), Hidrógeno (H), Oxígeno (O), Nitrógeno (N) y Azufre (S) fue determinado por medio de análisis elemental (métodos ASTM D5373-14 ³⁰ y ASTM D4239-14e2 ³¹), y en el caso de los residuos de poda, su contenido de celulosa, hemicelulosa y lignina a través del método de fibras de Van Soest ³².

Como inóculo se utilizó un lodo proveniente del reactor anaerobio de flujo ascendente (UASB) ubicado en el relleno sanitario La Esmeralda, en la ciudad de Manizales. Este inóculo, caracterizado por su alto contenido de humedad, no fue sometido a pretratamiento como concentración o floculación, con el objetivo de hacer una aplicación directa. Angelidaki y colaboradores ²⁰ recomiendan realizar la caracterización de inóculo en términos de ST y SV con el fin de conocer el porcentaje de materia volátil presente, la cual está relacionada con la cantidad de biomasa. No se realizó una evaluación de la actividad metanogénica específica del lodo y este fue desgasificado con el fin de evitar la producción de biogás endógeno en los ensayos, incubando los lodos a 37°C durante un periodo de 10 días. Durante el proceso de desgasificación, se añadieron 0,5g/L/día de residuos (mezcla equiporcentual de poda y comida) para adaptar el inóculo a los sustratos empleados.

Potencial experimental de biogás y eficiencia del proceso

La cantidad máxima real de biogás que se puede obtener a partir de un sustrato bajo determinadas condiciones de operación (temperatura, pH, carga orgánica, etc.) se cuantificó experimentalmente en sistemas herméticos con volumen efectivo de 3L, de acuerdo con las condiciones presentadas por Angelidaki et al.²⁰. La temperatura de operación fue de 37°C (controlada utilizando un baño térmico), sin agitación ni control de pH, durante 40 días, con un duplicado cada uno. Las cantidades de inóculo, sustrato y volumen total de operación en cada una de las pruebas se presentan en la Tabla 2. Raposo et al.²¹, reportan relaciones experimentales inóculo/sustrato (RIS) entre 0,43 y 3 (ST) en procesos por lotes a partir de diversos sustratos. En este estudio de co-digestión anaerobia se empleó una relación comida a poda de 1,6 (ST), además de mantener en todas las pruebas una relación inóculo a sustrato (RIS) de 0,25 (ST), esta relación evita la flotabilidad del residuo de poda.

Tabla 2 Condiciones de operación en los ensayos de potencial experimental de biogás. 

Para la cuantificación de biogás se utilizó la técnica de desplazamiento de volumen, ampliamente utilizada debido a su bajo costo, facilidad de montaje y manipulación, durabilidad, escaso requerimiento de mantenimiento y posibilidad de conexión a sistemas de adquisición de datos ^33,34. Se utilizó una solución de NaCl al 80% p/p acidificada a pH 0,5 con ácido sulfúrico con el fin de reducir la solubilidad del dióxido de carbono y cuantificar al máximo la generación de biogás. La reducción de pH se realiza de acuerdo con las recomendaciones de Walker ^33,35 quienes reportan un porcentaje de solubilización de CO₂ menor al 8% cuando se usan soluciones saturadas de NaCl acidificadas a pH menores a 2. La solución de NaCl fue reemplazada luego de 8 días de uso y los valores de biogás son reportados a condiciones estándar de presión y temperatura (1atm y 273,15K).

Se utilizó una solución de nutrientes en cada ensayo, basado en el protocolo expuesto por Angelidaki et al.²⁰, reemplazando la adición de vitaminas y otros nutrientes con extracto de levadura. Las variables de seguimiento durante un periodo de operación de 40 días fueron pH, temperatura y volumen de solución de NaCl desplazado con periodos de medición de 24h, aproximadamente.

El seguimiento de las condiciones experimentales permite determinar el rendimiento (REM) y la eficiencia del proceso a partir de las Ecuaciones 1 y 2, respectivamente.

Generación Teórica de Metano (RTM)

El potencial teórico de producción de biogás y el contenido de metano que puede ser obtenido en un proceso de digestión anaerobia, está limitado por la estequiometría y puede calcularse si la composición elemental de la materia prima es conocida. A su vez, permite conocer la cantidad de materia orgánica biodegradable ³⁶. Diferentes modelos estequiométricos se han planteado, siendo uno de los más utilizados el presentado por Buswell y Neave ^36,37,38,39. La relación que será utilizada en este trabajo se presenta en la Ecuación 3 ³⁹.

De acuerdo con Li et al.³⁹, la Generación Teórica de Metano (RTM) está determinada por la Ecuación 4, haciendo uso de los coeficientes estequiométricos (n, a, b, c) ajustados para cada sustrato y para mezcla a partir de los resultados del análisis elemental.

Simulación del proceso de generación de biogás

Asumiendo que la producción de biogás es proporcional a la actividad microbiana, se implementa el ajuste del modelo modificado de crecimiento de Gompertz, utilizada en algunas referencias similares ^40,41 para la predicción de la producción de biogás (Y, Nm³biogás/kgSV) a partir de los parámetros cinéticos: producción potencial de biogás (A, Nm³biogás/kgSV), la tasa de producción de biogás (µ_m, Nm³biogás/kgSV/d) y el tiempo de adaptación (λ, d), según la Ecuación 5.

El ajuste fue realizado empleando la herramienta solver de Excel, minimizando el error entre los valores simulados y los valores experimentales. El grado de ajuste fue determinado por medio del factor de correlación al cuadrado (R²).

Características fisicoquímicas de los sustratos e inóculo

En la Tabla 3 se presentan los datos de la caracterización para ambos sustratos y para el inóculo. El contenido de ST indica una mayor humedad de los residuos de comida (71%) en comparación con los residuos de poda (11,3%), estos últimos con una mayor proporción de SV/ST (92,1%). Estos valores son similares a los datos reportados por Prabhudessai et al.⁴² de 94,64% y 97,25% en SV/ST para residuos de comida. Otros autores como Liu et al.³ reportan relaciones similares de 77,78% y 87,53% en SV/ST para la fracción de poda y comida, respectivamente, valores que evidencian la biodegradabilidad potencial de estos residuos.

La relación C/N de 19 para residuos de poda es muy baja en comparación con otros reportes, lo que muestra la gran variabilidad y diferencia entre especies consideradas. Brown y Li reportan un valor de C/N de 55,3 ³⁷ mientras que Cherosky reporta 143 ⁴³ para residuos de jardinería, mostrando la variabilidad en estos residuos, debido a factores como especies vegetales presentes, localización, tipo de suelo, hora de corte, periodo de crecimiento, entre otras ²⁶. En lo que respecta a los residuos de comida, el valor de C/N de 27 es inferior a reportes, tal como el presentado por Zhang et al. de 14 ⁹. Esto indica un posible menor contenido de proteína animal y/o una proporción alta de carbohidratos, propios de las costumbres alimenticias de esta región del país. Las relaciones C/N para ambos sustratos se encuentran cerca del intervalo óptimo 20 - 30 ²⁵, lo que indica que pueden ser utilizadas en digestión mono-sustrato al igual que la co-digestión propuesta en este trabajo (C/N de 21).

Tabla 3 Caracterización de sustratos utilizados e inóculo. 

%p/p: peso a peso, b.s.: Base seca, NA: No analizado.

A pesar que el inóculo presenta un bajo contenido de sólidos (2,2% y 0,5% en ST y SV, respectivamente) lo que aumenta los requerimientos de volumen en el proceso de digestión, sus características coinciden con aplicaciones reportadas en la literatura para la degradación de residuos de poda. Cherosky reporta como inóculo, el efluente líquido de una planta de tratamiento de aguas residuales con un 10% de ST, 3,5% de SV y una relación C/N de 7 ⁴³, con productividad de 0,1m³CH₄/kgSV a partir de la co-digestión de residuos de poda y comida (mezcla 25%-75%).

Potencial teórico de producción de metano

La fórmula empírica de cada uno de los residuos empleados se obtuvo a partir de la composición elemental presentada en la Tabla 3. En el caso de los residuos de poda esta es C₁₉H₃₀O₁₁N, para los residuos de alimentos es de C₂₇H₄₅O₁₆N y para la mezcla de sustratos es C₂₁H₃₄O₁₃N sin considerar el contenido de azufre en cada residuo debido a su bajo porcentaje. Curry y Pillay ³⁸ reportan una fórmula para residuos de comida de C₂₂H₃₈O₁₃N, similar a la encontrada en este trabajo. La diferencia existente entre las fórmulas empíricas determinadas para los residuos de comida puede ser atribuida a la constitución original de estos ya que la variabilidad en la composición depende de factores como el nivel de vida de la región, temporada, cultivos predominantes y costumbres alimenticias ¹².

La Tabla 4 presenta las cantidades teóricas de biogás generado (Ecuación 4) así como la composición obtenida a partir de la ecuación de Boyle y el análisis elemental para cada tipo de sustrato. Se presenta también el potencial teórico de la mezcla en el proceso de co-digestión. La composición teórica del biogás obtenida en este estudio para los sustratos considerados se encuentra entre 42,6% y 52,5%. Prochnow et al.⁴⁴ y Prabhudessai et al.⁴² reportan porcentajes de 52% y 50%v de metano respectivamente, obtenidos para residuos de poda y de comida en ensayos experimentales. Para co-digestión de residuos de poda y de comida Liu et al. reportan porcentajes de metano entre 51,7 y 60,8 ³, superiores a los teóricos obtenidos en este trabajo.

Tabla 4 Producción de biogás teórico y experimental. 

De forma teórica, el efecto de la mezcla de sustratos no genera aumento en la generación de biogás ni en la composición de metano, como se muestra en la Tabla 4. Claramente, la digestión de residuos de comida surge como la alternativa más atractiva, con mayores niveles de producción de CH₄ y productividad de biogás. Curry y Pillay reportan un rendimiento teórico en la producción de biogás a partir de residuos de comida de 1m³biogás/kgSV ³⁸, el cual es similar al reportado en este trabajo de 099m³biogás/kgSV.

Este método para cuantificar el potencial de producción de metano presenta algunas limitaciones ya que no tiene presente el uso del sustrato para el crecimiento celular ni las restricciones de transferencia de masa y calor que toman lugar en el digestor. Sin embargo, la primera limitación puede considerarse despreciable ya que en el proceso de digestión anaerobia solo se consume entre el 5% y 10% del sustrato en producción de biomasa ⁴⁵. Por esta razón, los valores obtenidos con este método sobredimensionan los valores de rendimiento y eficiencia y es necesario complementar su análisis con determinaciones experimentales.

Potencial experimental de biogás y eficiencia del proceso

El rendimiento acumulado de biogás alcanzado de forma experimental en la bio-digestión de cada residuo y su mezcla en la co-digestión se muestra en la Figura 1. El volumen total de biogás generado fue de 0,34, 0,45 y 0,6Nm³ biogás/kgSV para la degradación de residuos de poda, residuos de comida y la mezcla comida-poda, respectivamente. Los resultados muestran el efecto de la co-digestión sobre la producción de biogás, con un aumento de 19.31% y 28,02% con respecto a la degradación de poda y de comida, respectivamente. De manera aproximada, considerando la concentración teórica de CH₄ presentada en la Tabla 4 para cada ensayo (49,9, 52,5 y 42,6%), el potencial experimental de CH₄ es de 0,17, 0,24 y 0,26Nm³CH₄/kgSV para poda, comida y mezcla. Raposo et al.²¹ reportan rendimientos entre 0,27 y 0,37Nm³CH₄/kgSV para residuos de poda y entre 0,24 y 0,52Nm³/kgSV para residuos de comida. Cadavid-Rodríguez y Bolaños-Valencia reportan rendimientos promedio de metano de 0,33Nm³CH₄/kgSV para 9 especies de césped identificados en la ciudad de Palmira, Colombia. Estos autores reportan una remoción de sólidos volátiles del 44%, 45% de celulosa, 12% de hemicelulosa y solo 4% de lignina ⁴⁶. Los rendimientos de Prabhudessai et al. ⁴², Liu et al. ³ y Massé et al. ⁴⁷, se encuentran entre 0,2 a 0,31Nm3CH4/kgSV para residuos de poda.

En la Figura 1 se observa que el 80% del biogás total generado es alcanzado a los 13 días para la codigestión, a los 14 para residuos de poda y a 22 días para la degradación de comida. Zheng et al. Plantean que este porcentaje es alcanzado en 10 días en ensayos bajo condiciones termófilas, utilizando residuos de comida como sustrato ⁹.

Figura 1 Rendimiento acumulado de biogás para los ensayos realizados. 

El ajuste cinético realizado, empleando el modelo de crecimiento de Gompertz modificado (Ecuación 5), permite establecer el periodo de adaptación de cada ensayo, con una buena confiabilidad de acuerdo a los coeficientes de correlación obtenidos (0,978, 0,965 y 0,959 para la digestión de poda, comida y co-digestión, respectivamente), de acuerdo con la información presentada en la Tabla 5. Los valores de producción potencial de biogás (A) se ajustan adecuadamente a los valores determinados experimentalmente (Tabla 4).

El efecto de la co-digestión se observa en el aumento considerable de la tasa de producción de biogás (µm), pasando de 26,01 y 27,15 para la mono-digestión, a 48,83Nm3biogás/kgSV/d. La fase de latencia en los 3 ensayos realizados (entre 1,68 y 3,3días) es baja, en comparación con los reportes de Lo et al. (entre 6,2 y 12,7 días) para la mezcla RSU y cenizas de incinerador ⁴⁰ pero alta si se compara con lo presentado por Nielfa et al. (entre 0 y 1,5 días) para la co-digestión de RSU con lodos de planta de tratamiento de aguas residuales ⁴¹.

Tabla 5 Resultados del modelo de crecimiento de Gompertz para la predicción de la producción de biogás. 

Seguimiento a condiciones de operación

De acuerdo con Sahito et al.³⁴, junto con el seguimiento a la generación de biogás, la evolución del pH es un indicador relevante asociado a la actividad del medio de digestión. La evolución del pH en los ensayos considerados se presenta en la Figura 2, en la cual se observa que, con excepción del proceso de mono-digestión de poda, los ensayos mantuvieron los valores de pH dentro del rango de operación óptimo para este tipo de proceso biológico reportados por Lemos et al. (entre 6,7 a 7,4) ⁴⁸

Figura 2 Variación del pH durante la digestión de poda, comida y co-digestión. 

En términos generales la variación del pH durante el proceso de biodigestión presenta una tendencia similar en los tres sustratos utilizados. Se puede observar en la Figura 2 que durante los primeros 6 días se registró una caída del pH de 0,56 y 0,90 unidades en el caso de los residuos de poda y comida, respectivamente. No obstante, la velocidad en la caída del pH para estas dos materias primas fue significativamente diferente. Lo anterior se atribuyó a la dificultad que los microorganismos hidrolíticos tienen para romper la matriz lignocelulósica que caracteriza a los residuos de poda tal como se describe en los reportes de Jin et al.⁴⁹ y Frigon et al.⁵⁰. Por otro lado, el descenso del pH en ambos digestores se debió presuntamente a la desigualdad de las velocidades de asimilación y producción de los microorganismos acidogénicos y metanogénicos presentes en cada biodigestor otorgando como resultado una acumulación de Ácidos Grasos Volátiles (AGV) y otros compuestos provenientes de las etapas acidogénica y acetogénica. Sin embargo, dicha disparidad es regulada con el paso del tiempo evitándose así la suspensión del proceso de digestión ⁵¹. En cuanto a la codigestión, se atribuye su estabilidad en el pH al efecto tampón del medio debido a que, durante el proceso, el mayor contenido proteico aportado por los residuos de comida puede proveer una capacidad buffer al mezclarse con residuos de poda ²⁵.

En los ensayos de mono-digestión de residuos de poda reportados por Cadavid et al.⁴⁶, los valores más bajos de pH se obtuvieron en el día 10 del proceso, coincidieron con una mayor concentración de DQO soluble y de AGV. Comparando los ensayos realizados en este trabajo, en términos del comportamiento de pH mostrado en la Figura 2, permite establecer que la inclusión de residuos de comida en el proceso de digestión de residuos de poda, mejoran la estabilidad del proceso, reducen la acumulación de AGV y la duración de la fase de hidrólisis.