Characterization of raw material

Cattle manure (CM) was used as substrate provided by the Farm association "Santiago", located in Marianao (Havana, Cuba). The CM was homogenized manually with the help of a shovel, and then collocated in three vessels acting as receiving chambers, connected each other through internal cavities. The chambers were designed to manually remove the lower-density solids at the upper level of liquid in each. Only the liquid of the third chamber was allowed to be use as substrate. The CM substrate was refrigerated and replaced every other day. The physic-chemical characteristics monitored by gravimetric method according to (APHA-AWWA-WEF, 2012) Carranzo, (2012)CARRANZO, I.V.: “Standard Methods for examination of water and wastewater”, En: Anales de hidrología médica, Ed. Universidad Complutense de Madrid, vol. 5, p. 185, 2012, ISSN: 1887-0813. standards for the raw material were total solids content (TS), volatile solids (VS), humidity and ashes. Chemical Oxygen Demand was determined through reflux standard method.

Experimental assay

The continuous anaerobic process was carried out in a pilot-scale plug flow reactor at a hydraulic retention time of 30 d at room temperature ranging from 25-38 °C. The general characteristics of the reactor are:

The reactor has a length/diameter ratio is approximately 1/6. There is not much literature on this subject, however, a ratio of 1/6 to 1/12 is within the range that maximizes the conversion of volatile solids and methane generation (Juanpera et al., 2022JUANPERA, M.; FERRER, L.; DIEZ, R.; FERRER, I.; CASTRO, L.; BARRETO, H.O.; GARFÍ, M.: “A robust multicriteria analysis for the post-treatment of digestate from low-tech digesters. Boosting the circular bioeconomy of small-scale farms in Colombia”, Renewable and Sustainable Energy Reviews, 166: 112638, 2022, ISSN: 1364-0321.). The substrate concentration of total solids varied from 7 to 10 %. The PFAR was operated under room temperature ranging from 25-38 °C during 186 days. Biogas volume was measured by liquid displacement in columns filled with a slightly acid solution. The PFAR scheme is shown in Figure 1.

Start-up of the process

The reactor was inoculated with sieved-pretreated cow manure from the same farm. The starting-up process was developed with a fed-batch procedure during 15 days until reaching the effective volume. During the next 20 days, a degasification process occurred and stable conditions of pH (6.8-7.6) and VFA/TIC (0.18-0.34) were achieved. The anaerobic process was considered started-up when steady-state conditions were reached.

Kinetic Model

The design and optimization of anaerobic digestion processes for biogas production can be improved by mathematical models developed from mechanistic studies that lead to a deep understanding of very complex transport phenomena, microbial biochemical kinetics and stoichiometric relationships. associated with anaerobic digestion. Anaerobic digesters often present stability problems, which can be avoided only by appropriate control strategies. Such strategies generally require the development of appropriate mathematical models, which adequately reflect the key processes taking place (Shete y Shinkar, 2013SHETE, B.S.; SHINKAR, N.P.: “Comparative study of various treatments for dairy industry wastewater”, IOSR Journal of Engineering (IOSRJEN), 3: 42-47, 2013, ISSN: 2250-3021, p-ISSN: 2278-8719.).

Kinetic modeling is a generally accepted approach to defining specific system performance parameters. The results of kinetic modeling could additionally be used to estimate the treatment effectiveness and system characteristics of full-scale reactors operating under similar conditions. The success of any biological treatment plant lies in the kinetics of the process, as it determines the dimensions of the unit and dictates the control parameters and operating values.

To quantify the performance of a biological wastewater treatment system, it is necessary to develop relationships to evaluate the effect of operating variables such as volumetric organic loading (VOC) and hydraulic retention time (HRT) on substrate utilization, biomass and the formation of main products or metabolites (Aslanzadeh et al., 2014ASLANZADEH, S.; RAJENDRAN, K.; TAHERZADEH, M.J.: “A comparative study between single-and two-stage anaerobic digestion processes: Effects of organic loading rate and hydraulic retention time”, International Biodeterioration & Biodegradation, 95: 181-188, 2014, ISSN: 0964-8305, DOI: https://doi.org/10.1016/j.ibiod.2014.06.008.). Modeling a complex process such as AD requires a good understanding of the factors associated with system performance and process stability. Some of these factors include substrate composition, inhibitory compounds, and microbial growth. Substrate composition influences disintegration/hydrolysis and methane yield. The biodegradability of the substrate determines the rate of methane production.

Inhibition causes a reduction in the reaction rate of the microorganisms, creating unfavorable conditions in the reactor. Among the main inhibitors are low pH values, the accumulation of VFA, hydrogen and ammonia. Sometimes, the accumulation of intermediate products formed during the AD process can also impede the biological reaction. The way of life of microorganisms in a reactor, whether suspended in the liquid or attached to the substrate, makes a significant difference in the efficiency of AD (Manchala et al., 2017MANCHALA, K.R.; SUN, Y.; ZHANG, D.; WANG, Z.W.: “Anaerobic digestion modelling”, Advances in Bioenergy, 2: 69-141, 2017, ISSN: 2468-0125, DOI: https://doi.org/10.1016/bs.aibe.2017.01.001.). Biofilm growth systems are more effective in enhancing hydrolysis and synergistic cooperation between AD microbial communities. Therefore, specific models for biofilm-based AD processes have also been established.

Furthermore, the mode of operation of the reactor also plays an important role in the performance of a DA process. Last but not least, the concentration of total solids (ST) in the AD process significantly affects its effectiveness, since at high concentrations of ST, the diffusive processes are limited, contributing to the complexity of the model.

Generally, unstructured kinetic models are the most frequently used to model microbial systems, because they are simple but good enough for technical purposes (Gavala et al., 2003GAVALA, H.N.; ANGELIDAKI, I.; AHRING, B.K.: “Kinetics and modelling of anaerobic digestion process”, Advances in Biochemical Engineering/Biotechnology, 81: 57-93, Springer, Berlin, Heidelberg, 2003, ISSN: 1616-8542, p-ISSN: 0724-6145, DOI: https://doi.org/10.1007/3-540-45839-5_3.). Of the various kinetic models available in the literature, the Monod model, the second-order Grau model, the modified Stover-Kincannon model, and the first-order model are the most used to determine the kinetics of substrate removal. They are verified by comparing the experimental data with those predicted when the hydraulic retention time is decreased.

In this case the kinetics of the process were approximated using the modified Stover-Kincannon model. This model assumes the substrate removal rate as a function of the substrate loading rate. Although originally the term organic load was referred to the area of the biodisc reactor (original reactor for which the model was proposed), the simple change of area by volume allowed its use to be expanded, resulting in the currently called modified Stover-Kincannon Model. (Sathyamoorthy, 2019SATHYAMOORTHY, G.: “Substrate removal kinetics for anaerobic hybrid reactor (AHR) treating dairy industrial wastewater”, Int J Recent Technol Eng, 7(4S): 234-240, 2019.).

This model is deployed assuming the variation in the substrate concentration, depending on the organic load applied and eliminated, as shown in equation 1 $\frac{dS}{dt}=\frac{Q}{A}\left(S_O-S_e\right)$ :

where:

dS/dt- substrate removal rate,

So and Se- substrate concentration at the beginning and in the effluent (kg m^-3),

Q- volumetric flow of waste (m³ d^-1),

A- cross-sectional area at the passage of the volumetric flow (reactor area) (m²).

In this way, the removal rate of the substrate dS/dt (kg/m3d) is related to the maximum utilization rate of the substrate (Umax) and the saturation constant (KB), both expressed in kg/m3d, according to the equation 2 $\frac{dS}{dt}=\frac{U_{máx}(Q{S}_O/A)}{K_B+(Q{S}_O/A)}$

Substituting QS_O/A for QS_O/V, where V is the effective volume of the reactor, and linearizing the equation, we have

If the biological process verifies satisfactorily with this model, it can be stated that its behavior follows a microbial dynamic that allows its growth, maintenance and retention under the operating conditions of the RAFP reactor.

Characterization of substrate

The main characteristics for cow manure used in the mixture during the experimentation are shown in Table 2.

It can be observed that the TS content of the manure is 22.2% and resembles the results reported by Xu et al. (2019)XU, L.; PENG, S.; DONG, D.; WANG, C.; CAO, Y.; HUANG, F.; WANG, J.; YUE, Z.: “Performance and microbial community analysis of dry anaerobic co-digestion of rice straw and cow manure with added limonite”, Biomass and Bioenergy, 126: 41-46, 2019, ISSN: 0961-9534, 1873-2909, DOI: https://doi.org/10.1016/j.biombioe.2019.04.026.; Franqueto et al. (2020)FRANQUETO, R.; DA SILVA, D.J.; STARICK, K.E.; JACINTO, S.C.F.: “Anaerobic codigestion of bovine manure and banana tree leaf: the effect of temperature variability on biogas yield in different proportions of waste”, Journal of Material Cycles and Waste Management, 22(5): 1444-1458, 2020, ISSN: 1611-8227, e-ISSN: 1438-4957, DOI: 10.1007/s10163-020-01033-2.. In contrast the VS content were 62.4%, which corresponds with other authors Zhao et al. (2018)ZHAO, Y.; SUN, F.; YU, J.; CAI, Y.; LUO, X.; CUI, Z.; HU, Y.; WANG, X.: “Co-digestion of oat straw and cow manure during anaerobic digestion: Stimulative and inhibitory effects on fermentation”, Bioresource technology, 269: 143-152, 2018, ISSN: 0960-8524, 1873-2976, DOI: https://doi.org/10.1016/j.biortech.2018.08.040.; Li et al. (2021)LI, Y.; ZHAO, J.; KROONEMAN, J.; EUVERINK, W.: “Strategies to boost anaerobic digestion performance of cow manure: Laboratory achievements and their full-scale application potential”, Science of The Total Environment, 755: 142-940, 2021, ISSN: 0048-9697,1879-1026, DOI: https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2020.142940.. The VS values of the studied substrate evidenced the high content of organic matter available to be used in the biological anaerobic digestion process, which is desirable from the economic point of view in relation to methane production.

Operation performance of the anaerobic digestion of cow manure in a plug-flow anaerobic reactor

The biodegradability of the waste was determined from the behavior of the biogas productivity and the COD removal. The results of the PFAR operation is shown in Figure 2.

As explained in Material and Methods, the influent of the process was pretreated in a chamber system in which the substrate was kept until use. The supernatant fibers of the lignocellulosic fraction in cow manure were manually removed and no grating device was used.

In general, the results of CM in the present work are in agreement with those reported in the literature. The COD and VS removal efficiencies varied along the process averaging 66.9 and 65. 1% respectively. The volatile fatty acid (VFA) to total inorganic carbon (TIC) ratio averaged 0.31 and pH values were 7.033 showing that the process was stable (Gómez et al., 2019GÓMEZ, D.; RAMOS, J.L.; FERNÁNDEZ, B.; MUÑOZ, E.; TEY, L.; ROMERO, m; HANSEN, F.: “Development of a modified plug-flow anaerobic digester for biogas production from animal manures”, Energies, 12(13): 2628, 2019, ISSN: 1996-1073.).

The specific biogas and methane yields were up to 0.22 m³/kg VS, 0.25 m³/kg VS, respectively (data not shown). The methane yield values were similar to the obtained by the Biomethane potential assessment and are in agreement with those reported Lahboubi et al. (2020)LAHBOUBI, N.; KERROU, O.; KAROUACH, F.; BAKRAOUI, M.; SCHÜCH, A.; BARILLAS, K.E.; STINNER, W.; ARAGÓN, H.; ESSAMRI, A.: “Methane production from mesophilic fed-batch anaerobic digestion of empty fruit bunch of palm tree”, Biomass Conversion and Biorefinery, : 1-10, 2020, ISSN: 2190-6815, 2190-6823. in their studies with similar lignocellulosic substrate. However they are lower than those studied by Li et al. (2016LI, C.; LIU, G.; NGES, I.A.; DENG, L.; NISTOR, M.; LIU, J.: “Fresh banana pseudo-stems as a tropical lignocellulosic feedstock for methane production”, Energy, Sustainability and Society, 6(1): 1-9, 2016, ISSN: 2192-0567.; 2017LI, C.; LIU, G.; NGES, I.; DENG, L.; NISTOR, M.; LIU, J.: “Fresh banana pseudo-stems as a tropical lignocellulosic feedstock for methane production”, Energ Sustain Soc., 6: 27, 2017.) who achieved results in the range of 278 up to 322 NmL CH₄/gVS.

Kinetic assessment

The kinetic assessment was developed using the Stover-Kincannon model as proposed by Sathyamoorthy (2019)SATHYAMOORTHY, G.: “Substrate removal kinetics for anaerobic hybrid reactor (AHR) treating dairy industrial wastewater”, Int J Recent Technol Eng, 7(4S): 234-240, 2019. and other authors in literature. This model was previously used in high-rate biological reactors as activated sludge and filters. Nevertheless, to fit this model under PFAR operational conditions, can proved that the system is operating similar to the high-rate configurations. The results are graphically exposed in Figure 3.

According to the results represented in Figure 3 the Stover-Kincannon model can be used to approach to the kinetic of the process. Despite the differences between the functioning of the PFAR and those configurations of high-rate performance, the operation of the system allowed to attain adequate results and it can be established that active biomass is properly retained inside the PFAR. To the best of our knowledge, this approximation has been never made for a PFAR configuration.

Caracterización de los sustratos

Como sustrato se utilizó estiércol vacuno (EV) suministrado por la Cooperativa Agropecuaria "Santiago", ubicada en Marianao (La Habana, Cuba). El EV fue homogeneizado manualmente con la ayuda de una pala, y luego colocado en tres recipientes que actuaron como cámaras receptoras, conectadas entre sí a través de cavidades internas. Las cámaras fueron diseñadas para eliminar manualmente los sólidos de menor densidad en el nivel superior del líquido en cada una. Sólo el líquido de la tercera cámara podía utilizarse como sustrato. El sustrato EV se refrigeró y se sustituyó cada dos días. Las características físico-químicas monitoreadas por método gravimétrico de acuerdo a los estándares (APHA-AWWA-WEF, 2012) (Carranzo, 2012CARRANZO, I.V.: “Standard Methods for examination of water and wastewater”, En: Anales de hidrología médica, Ed. Universidad Complutense de Madrid, vol. 5, p. 185, 2012, ISSN: 1887-0813.), para la materia prima fueron contenido total de sólidos (ST), sólidos volátiles (SV), humedad y cenizas.

La demanda química de oxígeno (DQO) se determinó mediante el método estándar de flujo cerrado. Los métodos y equipos se resumen en la Tabla 1.

Ensayo experimental

El proceso anaerobio se llevó a cabo en un reactor de flujo pistón a escala de laboratorio en régimen de alimentación semi-continua, con un tiempo de retención hidráulica de 30 días. Las características generales del reactor son 1440 mL de volumen efectivo, 260 mL de cámara de volumen de gas, 42 cm de longitud y 7,62 cm de diámetro.

El reactor tiene una relación longitud/diámetro de aproximadamente 1/6. Sobre este aspecto no existe mucha literatura al respecto, sin embargo, se considera que una relación de 1/6 a 1/12 está dentro del intervalo que maximiza la conversión de sólidos volátiles y la generación de metano (Juanpera et al., 2022JUANPERA, M.; FERRER, L.; DIEZ, R.; FERRER, I.; CASTRO, L.; BARRETO, H.O.; GARFÍ, M.: “A robust multicriteria analysis for the post-treatment of digestate from low-tech digesters. Boosting the circular bioeconomy of small-scale farms in Colombia”, Renewable and Sustainable Energy Reviews, 166: 112638, 2022, ISSN: 1364-0321.). La fracción de sólidos totales del sustrato varió de 7 a 10 %. El RAFP se operó a temperatura ambiente entre 25 y 38 °C durante 186 días. El volumen de biogás se midió por desplazamiento de líquido en columnas llenas de una solución ligeramente ácida. El esquema del RAFP se muestra en la Figura 1.

Puesta en marcha del proceso

El reactor se inoculó con estiércol de vaca tamizado y pre-tratado procedente de la misma granja. El proceso de puesta en marcha se desarrolló con un procedimiento de alimentación por lotes durante 15 días hasta alcanzar el volumen efectivo. Durante los 20 días siguientes se produjo un proceso de desgasificación y se alcanzaron condiciones estables de pH (6,8-7,6) y AGV/CIT (0,18-0,34). El proceso anaerobio se consideró iniciado cuando se alcanzaron las condiciones de estado estacionario.

Modelo cinético

El diseño y la optimización de los procesos de digestión anaerobia para la producción de biogás, pueden mejorarse mediante modelos matemáticos desarrollados a partir de estudios mecanicistas que conducen a una comprensión profunda de los fenómenos de transporte muy complejos, la cinética bioquímica microbiana y las relaciones estequiométricas asociadas con la digestión anaerobia. Los digestores anaerobios a menudo presentan problemas de estabilidad, que pueden evitarse sólo mediante estrategias de control apropiadas. Tales estrategias requieren en general, el desarrollo de modelos matemáticos apropiados, que reflejen adecuadamente los procesos clave que tienen lugar (Shete y Shinkar, 2013SHETE, B.S.; SHINKAR, N.P.: “Comparative study of various treatments for dairy industry wastewater”, IOSR Journal of Engineering (IOSRJEN), 3: 42-47, 2013, ISSN: 2250-3021, p-ISSN: 2278-8719.).

El modelado cinético es un enfoque generalmente aceptado para definir los parámetros específicos del rendimiento del sistema. Los resultados de la modelación cinética podrían utilizarse, además, para estimar la eficacia del tratamiento y las características del sistema de los reactores a escala real que funcionan en condiciones similares. El éxito de cualquier planta de tratamiento biológico radica en la cinética del proceso, ya que determina las dimensiones de la unidad y dicta los parámetros de control y los valores de operación.

Para cuantificar el rendimiento de un sistema de tratamiento biológico de aguas residuales, es necesario desarrollar relaciones para evaluar el efecto de las variables de operación como la carga orgánica volumétrica (COV) y el tiempo de retención hidráulico (TRH) sobre la utilización de sustratos, la biomasa y la formación de productos o metabolitos principales (Aslanzadeh et al., 2014ASLANZADEH, S.; RAJENDRAN, K.; TAHERZADEH, M.J.: “A comparative study between single-and two-stage anaerobic digestion processes: Effects of organic loading rate and hydraulic retention time”, International Biodeterioration & Biodegradation, 95: 181-188, 2014, ISSN: 0964-8305, DOI: https://doi.org/10.1016/j.ibiod.2014.06.008.). La modelación de un proceso complejo como la DA requiere de una buena comprensión de los factores asociados con el rendimiento del sistema y la estabilidad del proceso. Algunos de estos factores incluyen la composición del sustrato, los compuestos inhibidores y el crecimiento microbiano. La composición del sustrato influye en la desintegración/hidrólisis y el rendimiento de metano. La biodegradabilidad del sustrato determina la tasa de producción de metano.

La inhibición provoca la reducción de la velocidad de reacción de los microorganismos creando condiciones desfavorables del reactor. Dentro de los principales inhibidores están los bajos valores de pH, la acumulación de AGV, hidrógeno y amoníaco. En algunas ocasiones, la acumulación de productos intermedios que se forman durante el proceso de DA también pueden impedir la reacción biológica. La forma de vida de los microorganismos en un reactor, ya sea en suspensión en el líquido o adheridos al sustrato, marca una diferencia significativa en la eficiencia de la DA (Manchala et al., 2017MANCHALA, K.R.; SUN, Y.; ZHANG, D.; WANG, Z.W.: “Anaerobic digestion modelling”, Advances in Bioenergy, 2: 69-141, 2017, ISSN: 2468-0125, DOI: https://doi.org/10.1016/bs.aibe.2017.01.001.). Los sistemas de crecimiento de biopelículas son más efectivos para mejorar la hidrólisis y la cooperación sinérgica entre las comunidades microbianas de la DA. Por lo tanto, también se han establecido modelos específicos para los procesos de DA basados en biopelículas.

Además, el modo de funcionamiento del reactor también desempeña un papel importante en el rendimiento de un proceso DA. Por último, pero no por ello menos importante, la concentración de sólidos totales (ST) en el proceso de DA afecta significativamente su efectividad, pues a altas concentraciones de ST, los procesos difusivos se limitan contribuyendo a la complejidad del modelo.

De forma general, los modelos cinéticos no estructurados son los que se utilizan con más frecuencia para modelar sistemas microbianos, porque son simples pero lo suficientemente buenos para los fines técnicos (Gavala et al., 2003GAVALA, H.N.; ANGELIDAKI, I.; AHRING, B.K.: “Kinetics and modelling of anaerobic digestion process”, Advances in Biochemical Engineering/Biotechnology, 81: 57-93, Springer, Berlin, Heidelberg, 2003, ISSN: 1616-8542, p-ISSN: 0724-6145, DOI: https://doi.org/10.1007/3-540-45839-5_3.). De los diversos modelos cinéticos disponibles en la literatura, el de Monod, el de Grau de segundo orden, el de Stover-Kincannon modificado y el de primer orden son los que más se emplean para determinar la cinética de remoción del sustrato. Los mismos se verifican comparando los datos experimentales con los predichos cuando se disminuye el tiempo de retención hidráulico.

En este caso la cinética del proceso se aproximó utilizando el modelo Stover-Kincannon modificado. Este modelo asume la tasa de remoción del sustrato como función de la tasa de carga del sustrato. Aunque originalmente el término de carga orgánica estaba referido al área del reactor de biodisco (reactor original para el que se planteó el modelo), el simple cambio de área por volumen permitió ampliar su uso, derivándose en el actualmente denominado Modelo de Stover-Kincannon modificado (Sathyamoorthy, 2019SATHYAMOORTHY, G.: “Substrate removal kinetics for anaerobic hybrid reactor (AHR) treating dairy industrial wastewater”, Int J Recent Technol Eng, 7(4S): 234-240, 2019.).

Este modelo se despliega partiendo de asumir la variación en la concentración de sustrato, en función de la carga orgánica aplicada y eliminada, tal como se muestra en la ecuación 1 $\frac{dS}{dt}=\frac{Q}{A}\left(S_O-S_e\right)$ :

donde:

dS/dt- tasa de eliminación de sustrato,

So y Se- concentración de sustrato al inicio y en el efluente (kg m^-3),

Q- flujo volumétrico de residual (m³ d^-1),

A- área transversal al paso del flujo volumétrico (área del reactor) (m²).

De esta forma se relaciona la velocidad de eliminación del sustrato dS/dt (kg/m³d) con la tasa de utilización máxima del sustrato (U_máx) y la constante de saturación (K_B), ambas expresadas en kg/m³d, de acuerdo a la ecuación 2 $\frac{dS}{dt}=\frac{U_{máx}(Q{S}_O/A)}{K_B+(Q{S}_O/A)}$ .

Sustituyendo Q S O /A por 𝑄 𝑆 𝑂 /𝑉, donde V es el volumen efectivo del reactor, y linealizando la ecuación, se tiene:

Si el proceso biológico verifica de forma satisfactoria con este modelo, se puede afirmar que su comportamiento sigue una dinámica microbiana que permite su crecimiento, mantenimiento y retención bajo las condiciones de operación del reactor RAFP.

Caracterización del sustrato

Las principales características de la excreta vacuna utilizada durante la experimentación se muestran en la Tabla 2.

Se puede observar que el contenido de ST del estiércol es del 22,2 % similar a los resultados reportados por (Xu et al., 2019XU, L.; PENG, S.; DONG, D.; WANG, C.; CAO, Y.; HUANG, F.; WANG, J.; YUE, Z.: “Performance and microbial community analysis of dry anaerobic co-digestion of rice straw and cow manure with added limonite”, Biomass and Bioenergy, 126: 41-46, 2019, ISSN: 0961-9534, 1873-2909, DOI: https://doi.org/10.1016/j.biombioe.2019.04.026.; Franqueto et al., 2020FRANQUETO, R.; DA SILVA, D.J.; STARICK, K.E.; JACINTO, S.C.F.: “Anaerobic codigestion of bovine manure and banana tree leaf: the effect of temperature variability on biogas yield in different proportions of waste”, Journal of Material Cycles and Waste Management, 22(5): 1444-1458, 2020, ISSN: 1611-8227, e-ISSN: 1438-4957, DOI: 10.1007/s10163-020-01033-2.). Por el contrario, el contenido de SV fue del 62,4 %, lo que se corresponde con otros autores (Zhao et al., 2018ZHAO, Y.; SUN, F.; YU, J.; CAI, Y.; LUO, X.; CUI, Z.; HU, Y.; WANG, X.: “Co-digestion of oat straw and cow manure during anaerobic digestion: Stimulative and inhibitory effects on fermentation”, Bioresource technology, 269: 143-152, 2018, ISSN: 0960-8524, 1873-2976, DOI: https://doi.org/10.1016/j.biortech.2018.08.040.; Li et al., 2021LI, Y.; ZHAO, J.; KROONEMAN, J.; EUVERINK, W.: “Strategies to boost anaerobic digestion performance of cow manure: Laboratory achievements and their full-scale application potential”, Science of The Total Environment, 755: 142-940, 2021, ISSN: 0048-9697,1879-1026, DOI: https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2020.142940.). Los valores de SV del sustrato evidenciaron el alto contenido de materia orgánica disponible para ser utilizada en el proceso de digestión anaerobia, lo cual es deseable desde el punto de vista económico en relación a la producción de metano.

Desempeño de la digestión anaerobia de excreta vacuna en el reactor anaerobio de flujo pistón

La biodegradabilidad de los residuos se determinó a partir del comportamiento de la eliminación de la DQO y de los sólidos volátiles (SV). Los resultados de la operación del RAFP se muestran en la Figura 2.

Como se explica en Materiales y métodos, el afluente del proceso se pretrató en un sistema de cámara en el que se mantuvo el sustrato hasta su uso. Las fibras sobrenadantes de la fracción lignocelulósica del estiércol de vaca se eliminaron manualmente y no se utilizó ningún dispositivo de rejilla. Las cámaras actúan como una etapa de prehidrólisis, simulando las condiciones habituales aplicadas en una granja lechera, antes de que los residuos líquidos se canalicen directamente al suelo.

En general, los resultados de la DA de la EV en el presente trabajo concuerdan con los reportados en la literatura. Las eficiencias de eliminación de DQO y SV variaron a lo largo del proceso con una media de 66,9 y 65,1 % respectivamente. La relación promedio entre ácidos grasos volátiles (AGV) y carbono inorgánico total (CIT) fue 0,31 y los valores de pH fue de 7,03 mostrando que el proceso fue estable (Gómez et al., 2019GÓMEZ, D.; RAMOS, J.L.; FERNÁNDEZ, B.; MUÑOZ, E.; TEY, L.; ROMERO, m; HANSEN, F.: “Development of a modified plug-flow anaerobic digester for biogas production from animal manures”, Energies, 12(13): 2628, 2019, ISSN: 1996-1073.).

Los rendimientos específicos de biogás y metano fueron de hasta 0,22 m³CH₄/kg SV, 0,25 m³CH₄/kg SV, respectivamente (datos no mostrados). Los valores de rendimiento de metano fueron similares a los obtenidos mediante la evaluación del potencial de biometano y coinciden con los comunicados por Lahboubi et al. (2020)LAHBOUBI, N.; KERROU, O.; KAROUACH, F.; BAKRAOUI, M.; SCHÜCH, A.; BARILLAS, K.E.; STINNER, W.; ARAGÓN, H.; ESSAMRI, A.: “Methane production from mesophilic fed-batch anaerobic digestion of empty fruit bunch of palm tree”, Biomass Conversion and Biorefinery, : 1-10, 2020, ISSN: 2190-6815, 2190-6823. en sus estudios con sustratos lignocelulósicos similares. Sin embargo, son ligeramente inferiores a los estudiados por Li et al. (2016LI, C.; LIU, G.; NGES, I.A.; DENG, L.; NISTOR, M.; LIU, J.: “Fresh banana pseudo-stems as a tropical lignocellulosic feedstock for methane production”, Energy, Sustainability and Society, 6(1): 1-9, 2016, ISSN: 2192-0567.; 2017LI, C.; LIU, G.; NGES, I.; DENG, L.; NISTOR, M.; LIU, J.: “Fresh banana pseudo-stems as a tropical lignocellulosic feedstock for methane production”, Energ Sustain Soc., 6: 27, 2017.) que obtuvieron resultados en el rango de 0,278 hasta 0,322 m³CH₄/kg SV.

Evaluación cinética

La evaluación cinética se desarrolló utilizando el modelo Stover-Kincannon propuesto por (Sathyamoorthy, 2019SATHYAMOORTHY, G.: “Substrate removal kinetics for anaerobic hybrid reactor (AHR) treating dairy industrial wastewater”, Int J Recent Technol Eng, 7(4S): 234-240, 2019.) y otros autores en la literatura. Este modelo fue utilizado previamente en reactores biológicos de alta tasa como lodos activados y filtros. Sin embargo, al ajustar este modelo bajo las condiciones de operación del RAFP, se puede comprobar que el sistema opera de manera similar a las configuraciones de alta tasa. No se ha reportado la aplicación de este modelo cinético en reactores de flujo pistón. Los resultados se exponen gráficamente en la Figura 3.

De acuerdo con los resultados representados en la Figura 3 se puede concluir que el modelo Stover-Kincannon se puede utilizar para aproximarse a la cinética del proceso continuo. A pesar de las diferencias entre el funcionamiento del RAFP y aquellas configuraciones de alto rendimiento, la operación del sistema permitió alcanzar resultados adecuados y se puede establecer que la biomasa activa se retiene adecuadamente en el interior del RAFP. Tal como se dijo anteriormente, hasta donde se conoce, esta aproximación nunca se ha realizado para una configuración RAFP.