1 análisis de la degradación anaerobia de materia orgánica

Revista Latinoamericana el Ambiente y las Ciencias 9(20): 19-40 2018

19

1 Análisis de la degradación anaerobia de materia orgánica en condiciones semejantes

a las de un relleno sanitario.

Analysis of anaerobic degradation of organic material in conditions like landfill.

1*Claudia Encalada Borja, 1Marcelo Muñoz Rodríguez, 1María Belén Aldás Sandoval.

1Escuela Politécnica Nacional, Ladrón de Guevara E11-253, 17012759, Quito, Ecuador. Tel. +593

2976300. *Correo e: [email protected], [email protected] y

[email protected].

RESUMEN. En este estudio se evaluaron los parámetros en la digestión anaerobia de la

materia orgánica y la producción de lixiviado considerando una gestión de residuos sólidos

separados en condiciones de lluvia cero, mediante la construcción de dos reactores piloto

simulando una celda de relleno sanitario; el reactor 1 fue llenado con residuos orgánicos en

su estado original y el reactor 2 con residuos orgánicos triturados (tamaño entre 0.5 1.5

cm). El factor con mayor influencia en el avance de la digestión anaerobia fue el pH, el

mismo que permaneció en un valor alrededor de 5 hasta el momento de la alcalinización,

con la cual se consiguió alcanzar un pH en torno al neutro en el reactor 1, lo que no sucedió

en el reactor 2, debido a que la tasa de acidificación en este reactor fue mayor. Se trabajó en

un rango psicrófilo, temperatura interna de 18.20 y 18.30 °C para el reactor 1 y el reactor 2

respectivamente. Se obtuvo un peso específico de 911 kg/m3 con los residuos en su estado

original y 1145 kg/m3 al triturar los residuos, con lo que se identifica que el peso específico

es mayor cuando se disminuye el tamaño de partícula de los residuos. La humedad de los

residuos fue similar en ambos reactores (80 %), en cuanto la relación SV/ST y C/N

estuvieron inversamente relacionadas con el pH, debido a que cuando se añade

alcalinizante a los reactores se tiene una disminución de estas relaciones, siendo más

significativas en el reactor 1. Con respecto a la calidad del lixiviado generado se tiene una

disminución de la concentración de la DQO de aproximadamente 18 y 5 % en el reactor 1 y

reactor 2, respectivamente y se observa una mínima generación del mismo debido a la

humedad propia de los residuos.

ABSTRACT. This study evaluated the parameters of the anaerobic digestion of organic

material and leachate production considering a source separated solid wastes management

Recibido: febrero, 2018.

Aprobado: mayo, 2018


20

under zero rain conditions, through the construction of two pilot reactors simulating a

landfill cell; reactor 1 was filled with organic waste on their original state and reactor 2

with crushed organic waste (size 0.5 a 1.5 cm). It was determined that the pH is the factor

with the most important effect on the progress of the anaerobic digestion, it remained near 5

until the alkalinization process, which allowed to reach a pH around the neutral value in

reactor 1, which does not occurred in reactor 2, because the rate of acidification on it was

higher. During the operation, internal temperature of 18.20 and 18.30 °C for reactor 1 and

reactor 2 respectively (psychophilic range) was registered. A specific weight of 911 kg/m3

was obtained when the residues were in their original state and one of 1145 kg/m3 when the

residues were crushed, which indicated that the specific weight is greater when the particle

size of the residues is reduced. The humidity of the residues was similar in both reactors

(80 %), since the VS/TS and C/N ratio was inversely related to the pH, because when

alkalizing was added to the reactors, a decrease of these ratios was found, being more

significant in reactor 1. There was a decrease in the leachate COD concentration of

approximately 18 and 5 % in reactor 1 and reactor 2, respectively and a minimum

generation of it is observed due to the humidity of the waste.

Palabras claves: Lixiviado, reactor anaerobio, RSM.

Keywords: Leachate, anaerobic reactor, RSM.

INTRODUCCIÓN

La generación de residuos sólidos municipales (RSM) ha aumentado debido al acelerado

crecimiento poblacional, según cifras de Banco Mundial, se estima que la generación de

RSM incrementará de 130 millones de toneladas producidas en 2012 a 220 millones de

toneladas en 2025 (Hoornwerg & Bhada-Tata, 2012). Los residuos sólidos domésticos

(RSD) en países de América Latina y el Caribe representan cerca del 67 % de los RSM

(Grau, et al., 2015) este porcentaje disminuye en países de Europa.

En estos países la manera más común de disponer los RSM es mediante el uso de rellenos

sanitarios; sin embargo, los rellenos sanitarios no son la opción más utilizada debido a


21

debilidades administrativas, técnicas y principalmente financieras; es así que en pequeñas

ciudades donde no existe un relleno sanitario, la manera más común de disponer los

residuos es mediante botaderos a cielo abierto, conocidos también como (vertederos o

tiraderos a cielo abierto), los cuales provocan contaminación al ambiente por su alta

generación de lixiviados y gases (Oakley y Jiménez, 2012).

La composición de los RSM es variada, pero un alto porcentaje de ellos está conformado

por residuos orgánicos, principalmente de origen doméstico o con características similares,

con valores de entre el 30 y 70 %, siendo mayor en países en vías de desarrollo (Parra,

2014; Torres Lozada et al., 2014; EMGIRS-EP, 2013). La fracción de materia orgánica

presente en los RSM representa uno de los principales problemas dentro de un relleno

sanitario debido a que presenta un alto contenido de humedad, nutrientes y patógenos

(Parra, 2014). Esta fracción puede convertirse en material más simple y estable mediante

procesos biológicos como la digestión aerobia y digestión anaerobia, logrando reducir el

volumen de residuos, eliminar patógenos y retener el máximo contenido nutricional

(Álvarez, 2014). A pesar de que ambos tratamientos tienen el mismo fin, se conoce que la

digestión anaerobia aprovecha de mejor manera la materia orgánica utilizada, con lo que se

tiene menos pérdida de elementos nutritivos y el digestado tiene mayor riqueza nutricional

que el obtenido en la digestión aerobia (Soria et al., 2001).

La digestión anaerobia (DA) es un proceso biológico que se da lugar en un medio anóxico,

en el cual microorganismos facultativos y anaerobios degradan moléculas orgánicas

complejas en material más simple. Este proceso se divide en dos fases básicamente: ácida y

metanogénica, las mismas que pueden subdividirse en cuatro etapas (Corrales et al., 2015;

Parra, 2014; Varnero, 2011), donde las moléculas complejas (proteínas, carbohidratos y

lípidos) se hidrolizan para formar compuestos solubles más simples (aminoácidos, azúcares

y ácidos grasos de cadena larga) que posteriormente son metabolizados por bacterias

acidogénicas dando lugar a ácidos grasos de cadena corta, hidrógeno (H2), dióxido de

carbono (CO2), alcoholes y otros productos intermedios. Los ácidos grasos de cadena corta

se trasforman en ácido acético (CH3COOH), H2 y CO2, a través de microorganismos

acetanogénicos; finalmente, termina la digestión anaerobia con la acción de bacterias

metanogénicas, mismas que transforman al CH3COOH, H2 y CO2 en metano (CH4)

(Varnero, 2011).

Distintos factores fisicoquímicos están involucrados en la digestión anaerobia y pueden

influenciar todo el proceso: temperatura, pH, relación C/N, contenido de sólidos, presencia

de elementos traza, entre otros (MAPAMA, 2010); de no controlarse estos parámetros,

pueden presentarse problemas de "digestión ácida", disminuyendo la velocidad de la fase

metanogénica (Varnero, 2011).


22

Es así que este estudio analizó el proceso de la digestión anaerobia de la fracción orgánica

de los RSM en condiciones semejantes a las de un relleno sanitario sin influencia de lluvia,

partiendo desde una gestión de residuos sólidos separados.

METODOLOGÍA

Recolección del sustrato

Se recolectó y separó los residuos orgánicos alimenticios desde fuentes fijas de generación

como hogares y una cafetería, localizados en la ciudad de Quito – Ecuador. El sustrato

utilizado estaba compuesto principalmente por: verduras y frutas (65 %), carnes (10 %) y

alimentos postconsumo (25 %).

Caracterización del sustrato

Se caracterizó una muestra inicial del sustrato de 200 g, para conocer las características

fisicoquímicas de los residuos domésticos, los parámetros analizados fueron: pH, contenido

de sólidos, humedad, porcentaje de carbono y nitrógeno; una vez caracterizado el sustrato,

parte de la muestra de residuos orgánicos fue triturada de manera manual con un cuchillo

de acero, hasta alcanzar un tamaño entre 0.5 y 1.5 cm con el fin de evaluar el

comportamiento de los residuos en su estado original y triturados.

Construcción de los reactores anaerobios

Para la construcción de los dos reactores anaerobios se utilizó un tubo de PVC de 160 mm

de diámetro nominal y 3 m de altura para cada reactor; la altura de los tubos de PVC se

debe a la altura típica de una celda de un relleno sanitario tipo trinchera es 3 m (Jaramillo,

2002), además esta altura se recomienda para una mejor compactación (Röben, 2002),

factor importante en esta investigación; aunque actualmente se hacen distintas variaciones.

En cada tubo se colocó un tapón ciego en la parte superior e inferior del mismo (dos

tapones por tubo). Para la extracción de la muestra de los residuos orgánicos y el lixiviado,

durante el seguimiento de los reactores, se utilizaron cuatro válvulas de media vuelta de ½

pulgada y 5 neplos de ½ pulgada de diámetro y 4 cm de longitud a distintas alturas, como

se muestra en la figura 1, para cada reactor, para realizar la toma de muestra de materia


23

orgánica y lixiviado. Además, para evitar que los cambios bruscos de temperatura, entre el

día y la noche, afecten al proceso de degradación se envolvió a los reactores con aglutinado

de espumas de poliuretano de 4 cm de espesor.

a) b)

Figura 1. a) Esquema de los reactores anaerobios b) Reactores instalados

Acondicionamiento de los reactores

Se colocó 10 cm de grava en la parte inferior de cada reactor. El reactor 1 (R1) fue llenado

con 40.25 kg de residuos orgánicos sin triturar y el reactor 2 (R2) con 53.85 kg de residuos

triturados. Se añadió 15 mL de agua residual tomada de las descargas municipales a un río,


24

por cada 60 cm de residuos orgánicos aproximadamente, añadiendo un total de 75 mL de

agua residual a cada reactor, para cumplir con la función de inóculo dentro de los reactores.

Cuando los reactores estuvieron completamente llenos, los residuos fueron compactados y

posteriormente cubiertos en parte superior con un tapón de PVC, el mismo que podía ser

retirado para continuar con la compactación durante los siguientes días de operación.

Una vez concluido el llenado de los reactores, se dejó siete días para que los residuos se

aclimaten dentro de los reactores y al mismo tiempo se consuma todo el oxígeno presente y

de esta forma se de paso a la degradación anaerobia; se observó que el nivel de los residuos

descendió 1 m en cada reactor aproximadamente, por lo que se rellenó nuevamente los

reactores con residuos orgánicos: el reactor 1 con 11.05 kg y el reactor 2 con 10.65 kg;

alcanzando un peso total de residuos de 51.30 kg y 64.5 kg respectivamente. Los residuos

fueron compactados alcanzando un peso específico de 911 kg/L y 1175 kg/L para cada

reactor respectivamente, con lo que se alcanzó un peso específico típico de un relleno

sanitario adecuadamente compactado que es de 700 kg/L (Jaramillo, 2002; Muñoz, 2008).

Operación y seguimiento de los reactores anaerobios

Para evaluar el tiempo de degradación de los residuos orgánicos se realizaron muestreos

puntuales cada 15 días, donde los parámetros analizados fueron: pH, temperatura,

humedad, porcentaje de sólidos totales, fijos y volátiles para el sustrato y para el lixiviado

se midió el volumen generado, pH, temperatura y DQO, por triplicado a excepción de la

temperatura de lixiviado. También al inicio y final del proceso de digestión anaerobia se

determinó la relación carbono – nitrógeno.

Además del análisis de los parámetros de control, en cada muestreo se compactó los

residuos orgánicos y se recirculó el lixiviado generado en cada reactor, para que los ácidos

orgánicos presentes en el mismo lleguen a transformarse a CH4.

Con relación a la humedad, fuentes bibliográficas recomiendan que se mantengan

porcentajes de humedad altos (Obaya Abreu y Lorenzo Acosta, 2005), es por esta razón que

durante la operación de los reactores se añadió agua al sistema (además del agua residual

añadida); en el reactor 1 de el volumen introducido de agua fue de 550 mL y 800 mL en el

reactor 2, cuando el porcentaje de humedad disminuyó por debajo del 80 % y de esta

manera mantener el porcentaje de humedad siempre sobre este valor. Se añadió mayor

volumen de agua en el reactor 2 debido a que este reactor tuvo dificultades en la

recirculación del lixiviado generado, puesto que éste quedaba retenido dentro del sistema.


25

Alcalinización de los residuos

Durante la operación y seguimiento de los reactores se observó que los residuos orgánicos

mostraban resistencia al cambio de la fase ácida a la fase metanogénica del proceso de

digestión anaerobia, por lo cual fue necesario el ajuste y estabilización del pH, para esto, se

utilizaron tres tipos de alcalinizante: cal (CaO), bicarbonato de sodio (NaHCO3) e

hidróxido de sodio (NaOH), siendo el último el más efectivo, se inyectó estas sustancias a

los reactores mediante la recirculación del lixiviado generado en cada uno.

El primer alcalinizante utilizado fue el CaO, se utilizaron 350 g de CaO en el reactor 1 y

410 g de cal en el reactor 2. La manera de inyectar este alcalinizante a los reactores fue

mediante el lixiviado generado en cada uno; se elevó el pH del lixiviado de cada reactor a

aproximadamente 8 con ayuda de la cal y éste posteriormente fue recirculado a los

reactores, al observar que no se tenía cambio en pH de los reactores se procedió utilizar

bicarbonato de sodio como nuevo alcalinizante. El NaHCO3 fue utilizado de la misma

manera que la cal, aumentando el pH del lixiviado generado; el total de NaHCO3 empleado

fue de 460 g para el reactor 1 y para el reactor 2, 2,480 g.

Si bien el NaHCO3 tuvo efectos positivos en el aumento del pH de los reactores, éstos no

fueron significativos para la investigación en curso, además el valor de pH no se mantenía

sobre la neutralidad por un tiempo prolongado, por lo que era necesario repetir este proceso

varias veces. Al no tener los resultados esperados con el NaHCO3, se inyectó hidróxido de

sodio al sistema como nuevo alcalinizante.

Se utilizó una solución 5N de NaOH como alcalinizante; inicialmente la solución de NaOH

fue inyectada directamente en el lixiviado generado para aumentar el pH del mismo y éste a

la vez ser recirculado en los reactores, con lo cual se obtuvo un aumento en el pH de los

reactores, principalmente en la parte superior de los mismo, el volumen inyectado de NaOH

en el lixiviado del 1 y 2 fue de 22 mL y 16 mL respectivamente. Al inyectar el alcalinizante

a través de lixiviado se logró aumentar el pH de los reactores, pero solo en la parte superior

de los mismos, por lo que fue necesario la inyección directa en cada punto de muestreo y en

el interior de los reactores. La inyección directa del NaOH se hizo con una jeringuilla de 60

mL y una manguera plástica. El volumen utilizado durante la inyección directa de NaOH

fue de 170 mL en un volumen de 1.6 L para el reactor 1 y para el reactor 2 se utilizó 330

mL en un volumen de 9.5 L. De esta manera se logró ajustar el pH a un valor óptimo para

la digestión de 7.20; sin embargo, esto fue posible exclusivamente en el reactor 1, puesto


26

que el reactor 2 fue resistente al cambio de pH a pesar de ser que en este sistema se utilizó

mayor cantidad de alcalinizante.

Ensayos de laboratorio

Para los ensayos de laboratorio se utilizaron los métodos que se detallan en el Standard

Methods for the Examination of Water and Wastewater (2012), tanto para el sustrato como

para el lixiviado, que se detallan en la tabla 1.

Tabla 1. Principales características de los ensayos realizados para el seguimiento de los

parámetros de control

Parámetro Tipo de ensayo Método Equipo / Materiales

Sustrato

pH Medición in-

situ

pH-metro de campo (Accumet Fisher)

Tiras reactivas para pH (Macherey-

Nagel)

Temperatura Medición in-

situ Termómetro de mercurio

Humedad Laboratorio Gravimétrico

2540 Sólidos

Balanza analítica (Nimbus)

Estufa (Binder)

Sólidos

totales, fijos

y volátiles

Laboratorio Gravimétrico

Balanza analítica (Nimbus)

Estufa (Binder)

Mufla (Themoscientific)

COT Laboratorio

Método Walkley

Black

(titulométrico)

-

N Laboratorio Método Kjeldahl

4500-Norg C -

Lixiviado

pH Medición in-

situ -

pH-metro de campo (Accumet Fisher)

Tiras reactivas para pH (Macherey-

Nagel)

Temperatura Medición in-

situ - Termómetro de mercurio


27

DQO Laboratorio

DQO por

Espectrofotometría

UV-VIS. Reflujo

cerrado

Programa 435

DQO RA

Digestor (Hach DRB200)

Viales de digestión de DQO de alto

rango (Hach Rango 20 – 1500 mg/L)

Espectrofotómetro (Hach DR2700)

RESULTADOS Y DISCUSIÓN

Para conocer las características iniciales del sustrato se realizaron pruebas de laboratorio

cuyos resultados se muestran en la tabla 2.

Tabla 2. Caracterización inicial del sustrato

Parámetro Resultados

Humedad (%) 83.18 ± 0.56

Sólidos Totales (%) 16.82 ± 0.56

Sólidos Volátiles (%) 11.55 ± 0.88

Sólidos Fijos (%) 5.27 ± 0.34

Relación SV/ST 0.69 ± 0.03

pH 4.72 ± 0.02

Carbono (%) 37.53 ± 1.50

Nitrógeno (%) 1.35 ± 0.05

C/N 27.80 ± 0.32

En el reactor 2, los residuos orgánicos fueron triturados, logrando de esta manera mayor

compactación y a su vez el peso específico en el reactor aumentó. A continuación, en la

tabla 3, se presenta el peso, volumen y peso específico en cada reactor:


28

Tabla 3. Peso y volumen del sustrato en cada reactor

Peso [kg] Volumen [L] Peso específico

[kg/m3] Inicial Final Inicial Final

Reactor 1 51.30 ≈ 25.00 53.30 ≈ 37,60 911.23

Reactor 2 64.50 ≈ 35.00 56.30 ≈ 38.00 1145.70

En cuanto a la reducción de volumen, para el reactor 1 tuvo un valor aproximado de un

29.5 % y un 32.5 % para el reactor 2.

Luego de los 166 días de operación y seguimiento de los reactores se obtuvieron los

siguientes resultados:

Sustrato

pH: Se esperaba que el pH de los residuos orgánicos se autorregule y alcance la

neutralidad, esto no sucedió, lo que indicó que el sistema de ensayo no tuvo la capacidad de

amortiguamiento, razón por la cual el pH en la primera etapa de la investigación se

mantuvo en condiciones ácidas, por lo que fue necesario la inyección de alcalinizante para

la corrección del pH.

En la figura 2 se puede observar que desde el día 60 el pH tiende a ser constante (≈ 5) en

los dos reactores, por esta razón fue necesario adicionar alcalinizante a cada reactor para

alcanzar la neutralidad y de esta manera continuar con el proceso de digestión anaerobia.

Sin embargo, esto fue posible únicamente en el reactor 1, lo que indicó que los residuos

triturados (reactor 2) tuvieron una tasa de generación de ácidos orgánicos mayor que en el

reactor 1.


29

Figura 2. Variación del pH en cada reactor durante el proceso de DA

Temperatura: La operación de los reactores se la realizó a las condiciones ambientales con

temperatura ambiente promedio 15.8 °C (INAMHI, 2017) y presión atmosférica de 0.72

atm. La temperatura promedio al interior de los reactores fue de 18.3 °C para el reactor 1 y

18.2 °C para el reactor 2. En la figura 3 se muestra la variación de la temperatura durante la

operación de los reactores.

Figura 3. Variación de la temperatura en cada reactor durante el proceso de DA

3

4

4

5

5

6

6

7

7

8

8

0 20 40 60 80 100 120 140 160

pH

Tiempo [Días]

Reactor 1 Reactor 2

0

5

10

15

20

25

0 20 40 60 80 100 120 140 160

Tem

pera

tura

[°C

]

Tiempo [Días]

Reactor 1 Reactor 2


30

Humedad: La variación del porcentaje de humedad en cada uno de los reactores es similar

en ambos reactores, manteniéndose por encima del 80 % prácticamente durante todo el

periodo de investigación. En la figura 4 se observa la variación del porcentaje de humedad

en cada reactor.

Figura 4. Variación del porcentaje de humedad en cada reactor durante el proceso de DA

Relación SV/ST: Esta relación se mantuvo entre 0.7 y 0.8 hasta el momento que se

comienza a añadir alcalinizante a los reactores. En el reactor 1 se alcanza un pH de 7.20,

valor óptimo para el proceso de digestión anaerobia; sin embargo, en el reactor 2 se obtuvo

un pH de aproximadamente 5.5 después de la alcalinización; lejos del pH óptimo para que

la digestión anaerobia tenga lugar, es por esta razón que en este reactor la relación SV/ST

alcanzada fue de 0.68. La variación de la relación SV/ST se muestra en la figura 5.

50

60

70

80

90

100

0 20 40 60 80 100 120 140 160 180

Hu

med

ad

[%

]

Tiempo [Días]Reactor 1 Reactor 2


31

Figura 5. Variación de la relación SV/ST en los reactores

Relación C/N: En el reactor 1, se tuvo una disminución del 20 % aproximadamente, de

27.80 a 22.65. Para el reactor 2 se alcanzó una relación C/N igual a 25.10 partiendo de

27.80; con lo que se observa que se tuvo una disminución del 10 % aproximadamente, lo

que se aprecia en la figura 6.

Figura 6. Variación de la relación C/N en cada reactor

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0.8

0.9

0 7 19 32 48 60 77 91 144 166

SV

/ST

Tiempo [Días]

Reactor 1 Reactor 2

0

5

10

15

20

25

30

Reactor 1 Reactor 2

C/N

Inicio Final


32

Compactación del sustrato: Durante cada muestreo realizado, se compactó manualmente

los residuos desde la parte superior de los reactores con un émbolo de madera, al finalizar

la investigación se obtuvo una compactación similar en los dos reactores, volviéndose

constante alrededor del 30 %, lo que indica que los residuos orgánicos no pueden

compactarse sobre ese límite. Figura 7.

Figura 7. Variación del porcentaje de compactación en cada reactor

Lixiviado

pH: La variación del pH del lixiviado tiene el mismo comportamiento que el pH del

sustrato; en los primeros 77 días el pH del lixiviado es ácido y a partir de la alcalinización

de los reactores el pH del lixiviado alcanza la neutralidad en el reactor 1, lo que no sucedió

en el reactor 2, como se aprecia en la figura 8.

0

10

20

30

40

0 20 40 60 80 100 120 140 160 180

Co

mp

acta

ció

n [

%]

Tiempo [Días]

Reactor 1 Reactor 2


33

Figura 8. Variación del valor del pH del lixiviado de cada reactor

Temperatura: La temperatura del lixiviado tiene un comportamiento similar a la

temperatura interna de cada reactor. En el reactor 1 y reactor 2 se tiene una temperatura

promedio de 18,18 °C y 17,94 °C respectivamente, lo que se observa en la figura 9.

Figura 9. Variación de la temperatura del lixiviado de cada reactor

DQO: Para determinar la calidad del lixiviado generado por cada reactor se realizaron

ensayos de DQO, en los últimos dos muestreos no se analizó este parámetro para el reactor

3

4

4

5

5

6

6

7

7

8

8

0 20 40 60 80 100 120 140 160 180

pH

Tiempo [Días]

Reactor 1 Reactor 2

0

5

10

15

20

25

0 20 40 60 80 100 120 140 160 180

Tem

pera

tura

[°C

]

Tiempo [Días]

Reactor 1 Reactor 2


34

2 debido a que el lixiviado quedaba retenido al interior del mismo, lo que se aprecia en la

figura 10.

Figura 10. Variación de la concentración de DQO del lixiviado de cada reactor

Volumen de lixiviado: El volumen de lixiviado producido por cada reactor fue

disminuyendo a medida que el proceso de degradación anaerobia avanzaba, como se

observa en la figura 11; los incrementos de volumen están relacionadas a la adición de agua

o alcalinizante.

Figura 11. Variación del volumen del lixiviado generado en cada reactor

80000

85000

90000

95000

100000

105000

110000

115000

120000

125000

0 20 40 60 80 100 120 140 160 180

DQ

O [

mg

/L]

Tiempo [Días]

Reactor 1 Reactor 2

0

2

4

6

8

10

12

0 20 40 60 80 100 120 140 160 180

Vo

lum

en

[L

]

Tiempo [Días]

Reactor 1 Reactor 2


35

DISCUSION

Después de la caracterización, se determinó que el sustrato utilizado cumplió con las

características recomendadas por la bibliografía para una eficiente digestión anaerobia,

excepto en el valor de pH, ya que éste es ácido y el valor óptimo de pH para el proceso

debe estar en torno al neutro (Parra, 2014).

Una vez alimentados los reactores y realizada la compactación, el reactor 2 se alcanza un

mayor peso específico, lo que indica que en este reactor se logró una mejor compactación,

lo que se atribuye a que los residuos orgánicos alimenticios fueron triturados. En un relleno

sanitario se considera una compactación adecuada cuando el peso específico de éste es

mayor a 700 kg/m3 (Jaramillo, 2002; Muñoz, 2008), con lo que se puede considerar que la

compactación de ambos reactores es la adecuada.

Analizando la reducción de volumen en cada reactor, se puede determinar que los residuos

sólidos orgánicos compactados dentro de un relleno sanitario a través de un proceso de

degradación anaerobia tienen una reducción de volumen de aproximadamente el 30 %.

Con los valores de pH del sustrato registrados, se aprecia los residuos orgánicos no tuvieron

la capacidad de cambiar de la fase ácida a la fase metanogénica de la digestión anaerobia,

puesto que para alcanzar la segunda fase de la digestión anaerobia el pH de los residuos

debe estar por encima de la neutralidad (Parra, 2014), es por esta razón que para continuar

con el proceso de degradación fue necesario añadir alcalinizante a cada reactor, para

aumentar el pH del sustrato y de esta manera pasar de la fase ácida a la fase metanogénica.

Al añadir alcalinizante al sistema, los residuos mostraron resistencia al cambio de pH, sobre

todo en el reactor 2 (residuos triturados), donde a pesar de que la cantidad de alcalinizante

añadido fue mayor, no se consiguió que el pH del sustrato del sistema aumente, lo que

indica en los residuos triturados tuvieron una mayor tasa de acidificación. El tamaño de la

partícula fue un factor determinante en el tiempo de la hidrólisis, que es la primera etapa de

la degradación anaerobia, esto se debe a que a menor tamaño de partícula aumenta la

superficie de absorción de las enzimas hidrolíticas (Varnero, 2011), es decir que la

reducción de tamaño del sustrato utilizado aceleró la fase ácida de la digestión, pero a su

vez dificultó el paso a la segunda fase, debido a su alta compactación; es por esta razón que

el reactor 2 presentó mayor resistencia al cambio de pH. Otro motivo por lo que no se pudo

alcanzar la neutralidad en el reactor 2 fue que el sustrato que contenía este reactor comenzó

a presentar características de un lodo hidrófilo, debido a que en este sistema se retenía el

líquido presente, la compactación alcanzada en el reactor 2 no permitió la recirculación de

lixiviado, dificultando una distribución uniforme del alcalinizante.


36

La temperatura en la se operó los reactores no fue la óptima para que las bacterias

facultativas y anaerobias tengan un desarrollo adecuado, debido a que la temperatura

recomendada para este tipo de procesos es de 35 °C para tratamientos mesofílicos y para

tratamientos termófilos 55 °C (Obaya Abreu y Lorenzo Acosta, 2005); a pesar de que la

temperatura de operación no es la óptima se observa que, bajo las condiciones estudiadas,

se obtienen resultados favorables. Durante esta investigación los reactores trabajaron bajo

un rango psicrófilico, temperatura interna de 18.20 y 18.30 °C para el reactor 1 y el reactor

2 respectivamente; estas temperaturas se consideran óptimas si se trabaja en rango

psicrófilico; sin embargo, para este tipo de procesos el rango psicrófilico no es

recomendado (Varnero, 2011).

El descenso de temperatura del sustrato en el día 77 está relacionado a la temperatura

ambiente, debido a que este día corresponde al mes de octubre que es, junto a diciembre,

uno de los meses con menor temperatura durante el tiempo de operación de los reactores

(INAMHI, 2017).

Entre los días 40 y 60 se tiene un descenso del porcentaje de humedad del sustrato, mismo

que fue corregido al añadir agua al sistema de cada reactor, el descenso de humedad se

debe principalmente a que durante estas dos semanas no se recirculó el lixiviado generado

dado que los reactores presentaron fugas en las válvulas de muestreo. La humedad es un

parámetro importante para el desarrollo de la flora bacteriana en la digestión anaerobia; este

parámetro se mantuvo dentro del rango recomendado, debido principalmente a la humedad

propia de los residuos orgánicos (Parra Orobio, 2014).

Los valores obtenidos de la relación SV/ST, mostraron que la materia orgánica no se

encontraba estabilizada, puesto que la relación entre los SV y los ST debe ser de alrededor

de 0.3 y 0.4 (Encarnación y Enríquez, 2014). En el reactor 1, al alcalinizar el sustrato se

consiguió el aumento de pH hasta alcanzar la neutralidad, lo que permitió un posible

cambio de la fase ácida a la fase metanogénica; consiguiendo de esta forma que la relación

SV/ST descienda hasta 0.45, valor próximo para considerar a la materia orgánica

estabilizada. Se pudo evidenciar claramente que la degradación de la materia orgánica fue

mayor en el reactor 1, además se observó que la relación SV/ST fue inversamente

proporcional al pH, por lo que una vez más se recalca la importancia de mantener al pH

sobre la neutralidad.

Si bien no se consiguió que la materia orgánica se estabilice en su totalidad, los resultados

obtenidos indican que la fracción orgánica de los RSM puede degradarse de manera

anaerobia, siendo únicamente necesario el control del pH bajo las condiciones estudiadas y

se obtiene mejores resultados cuando se utiliza los residuos orgánicos en su estado original,

es decir, sin trituración. A pesar de que en varios estudios realizados se recomienda menor

tamaño de partícula (Encarnación y Enríquez, 2014; Parra Orobio, 2014; Varnero, 2011),

en esta investigación se observó que bajo las condiciones similares estudiadas y trabajando

a temperatura ambiente, la reducción del tamaño de partícula afectó al proceso de digestión

anaerobia, debido a la acidificación del sustrato.


37

Para considerar a la materia orgánica estable la relación C/N, debe estar entre 10 y 15

(Román et al., 2013; Soliva y López, 2004); sin embargo, en ninguno de los dos reactores

se alcanza el valor indicado para considerar que la materia orgánica se encuentre estable. A

pesar de no alcanzar el valor indicado por la bibliografía se evidencia que se obtuvo mayor

degradación de la materia orgánica en el reactor 1, por lo que se ratifica que el triturar el

sustrato inicial afectó al proceso de digestión anaerobia debido a que existió mayor

compactación. Otra razón por la que no se alcanzó la relación deseada de SV/T y C/N en

los reactores, es la presencia de material fibroso en el sustrato, este material fibroso está

relacionado con la celulosa de las frutas y verduras. La celulosa es un material de lenta

biodegradabilidad, por lo que demanda mayor tiempo para su completa degradación

(Varnero, 2011).

En cuanto al análisis del pH del lixiviado, pude deducirse que la tasa de acidificación en el

reactor 2 fue mayor debido a la dificultad que se presentó al momento de recircular el

lixiviado, puesto que el sustrato del reactor 2 mostró características de un lodo hidrófilo, lo

que ocasionó que este sistema retenga el lixiviado en su interior.

En ambos sistemas se tienen una disminución de la concentración de la DQO del lixiviado,

pero cabe destacar que el reactor 1 la disminución de la DQO fue más significativa que en

la del reactor 2, esto se debe principalmente a que en este reactor se pudo recircular el

lixiviado durante todo tiempo de operación de los reactores. La disminución de la DQO fue

de aproximadamente 18 y 5 % en el reactor 1 y reactor 2 respectivamente.

Los ácidos grasos volátiles (AGVs) son uno de los principales productos de la digestión

anaerobia, para tener un sistema anaerobio óptimo se recomienda que el efluente, en este

caso el lixiviado, tenga bajas concentraciones, caso contrario estos ácidos inhiben la acción

de las bacterias metanogénicas y por consiguiente detienen el proceso de degradación

(Varnero, 2011). Es por esta razón que la disminución de concentración de DQO es mayor

en el reactor 1, debido a que en el reactor 2 no se consiguió que las baterías metanogénicas

se desarrollen adecuadamente, puesto que el sistema trabajaba en condiciones ácidas.

La disminución de volumen del lixiviado fue más significativa en el reactor 2, pero cabe

destacar que este sistema retenía el líquido en su interior. La variación de volumen está

ligada al avance de la digestión anaerobia, puesto que a medida que el lixiviado era

recirculado se daba paso a que los AGVs se transformen a CH4, por acción de las bacterias

anaerobias.

Por otro lado, se observa que la generación de lixiviados es mínima en el reactor 1 (0.94 L)

y nula en el reactor 2 (debido a la retención del líquido en el interior del reactor) cuando no

se tiene intervención de precipitaciones, lo que indica que la producción de lixiviados

dentro de un relleno sanitario es función, en su mayoría, de la infiltración de agua lluvia,

más que de la humedad y descomposición de los residuos orgánicos.

Al final del estudio, ambos reactores presentaron sustratos con mal olor, lo que una vez más

indicó que la degradación de la materia orgánica no fue completa, puesto que al finalizar la


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digestión anaerobia los olores deben desaparecer, con un adecuado manejo del pH. (Parra

Orobio, 2014; Varnero, 2011);

CONCLUSIONES

La fracción orgánica de los RSM pudo degradarse de manera anaerobia, bajo las

condiciones de esta investigación, siendo únicamente necesario el control del pH y con

mejores resultados cuando se utiliza los residuos orgánicos en su estado original, es decir

sin trituración. La generación de lixiviados en un sistema sin intervención de agua lluvia es

mínima, como se pudo evidenciar en los dos reactores, esto indica que dentro de un relleno

sanitario la producción de lixiviado está directamente relacionada con la infiltración de

agua lluvia, es por esta razón que el drenaje de la misma dentro de un relleno sanitario debe

ser eficiente, minimizando la producción de lixiviado. Debido a que el volumen generado

de lixiviado por los residuos orgánicos bajo condiciones de lluvia cero es mínimo, éste

puede ser tratado únicamente con la recirculación del lixiviado, dado que este proceso

disminuye la carga de materia orgánica presente en el mismo.

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