GESTIÓN DE SUBPRODUCTOS by tan sos

Editorial

ARTÍCULOS DE OPINIÓN 4

GESTIÓN DE RESIDUOS RADIACTIVOS - José Ródenas Diago

INTRODUCCIÓN AL BIOGÁS AGROINDUSTRIAL - Andrés Pascual Vidal

GENERACIÓN DE LIXIVIADOS Y BIOGÁS EN LOS VERTEDEROS CONTROLADOS - Francisco J. Colomer Mendoza y Fabián Robles Martínez

LOS RESIDUOS SON SIEMPRE DE OTRO - Jesús M. Paniagua

LA BIOMASA RESIDUAL DE LAS PLANTACIONES AGRÍCOLAS COMO ENERGÍA RENOVABLES - Borja Velázquez Martí

VALORIZACIÓN ENERGÉTICA DE PURINES MEDIANTE CO-DIGESTIÓN ANAEROBIA CON SUBPRODUCTOS AGRÍCOLAS - Antonio G. Torres Salvador, María Cambra López, Verónica Moset Hernández y Pablo Ferrer Riera

ARTÍCULO TÉCNICO 45

VALORACIÓN DE LAS VÍAS PECUARIAS COMO ACTIVOS AMBIENTALES: UNA APLICACIÓN A LA CAÑADA REAL DEL REINO DE VALENCIA - Inmaculada Guaita Pradas

NOTICIAS

AGRÓNOMOS Nº 42 - 2011 Revista fundada en 1989 por el Colegio Oficial de Ingenieros Agrónomos de Levante EDITA Fundación para la Promoción de la Ingeniería Agronómica COMITÉ CIENTIFICO - TÉCNICO Isabel López Cortés Ismael Escrivá Piqueras Francisco Gozálvez Benavente José Luis Pérez-Salas Sagreras Baldomero Segura García del Río Jaime Veyrat García

COORDINADOR Joaquín Sánchez Marco Asesor Periodístico: Blanca Vayá Casterá REDACCIÓN Y ADMINISTRACIÓN Botanico Cavanilles, 20 - 1º Tel. 963 890 216 Fax 963 604 498 46010 VALENCIA e-mail: fpia@coial.org DEPÓSITO LEGAL V - 1800 - 1.989 ISSN: 1139 - 2428

Colegios Oficiales de Ingenieros Agrónomos de Aragón, Navarra y Pais Vasco; Asturias; Extremadura; Murcia y Levante y su Consejo General. De las opiniones y comentarios que se exponen son responsables los autores de los textos. Agrónomos no comparte necesariamente las opiniones vertidas en los articulos editados.

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EDITORIAL Baldomero Segura García del Río Decano del COIAL

En este año, en el que la situación económica es difícil en todos los niveles y que, lógicamente, se ha traducido en una reducción de la capacidad de financiación de las actividades de la Fundación, hemos querido mantener la presencia de la revista, aunque cambiando su formato. Nos encontramos en un contexto en el que tenemos que desarrollar nuestra actividad profesional en un mundo marcado por la globalización. Los Ingenieros Agrónomos debemos seguir transformando y desarrollando el mundo rural porque somos la profesión que hace las cosas útiles, transformando el medio físico para beneficio del ser humano. Pero por esta razón, no podemos olvidarnos de nuestra responsabilidad social y de nuestra ética profesional; no podemos permitirnos vivir aislados sin advertir que trabajamos para beneficio de la sociedad; en definitiva, nunca se nos tendrá en cuenta si nosotros no tenemos en cuenta a la sociedad. Por eso ahora más que nunca los ingenieros agrónomos debemos ser capaces de dar respuestas a la sociedad que aúnen de forma inteligente la ciencia y la tecnología de forma que sea posible el desarrollo sostenible. El desarrollo rural sostenible, en su más amplio sentido, se ha configurado como nuevo eje de actuación en el sector y sobre este concepto debemos centrar nuestra atención; en este sentido y en las últimas décadas las sociedades industrializadas han multiplicado de forma exponencial la producción de desechos de todo tipo llegando a generarse una relación inversamente proporcional entre ésta y el nivel de desarrollo de los países modernos, por lo que su gestión se ha convertido en un asunto de considerable envergadura para las administraciones, de cara a solventar la problemática derivada ante la generación continua y acumulativa de residuos y satisfacer la demanda –de esta forma- de la sociedad. En este sentido el sector alimentario tiene elevadas implicaciones ambientales, no sólo por su elevada capacidad para contaminar los efluentes líquidos, sino también la gran cantidad de residuos que sus procesos de envasado, comercialización y consumo de los productos originan. El ingeniero agrónomo, a través de la redacción de completos planes de gestión o bien a través de la propia dirección y/ó ejecución del cometido puede desarrollar –entre otros- una función significativa en los próximos años.

Gestión de residuos radiactivos Los residuos radiactivos aparecen en las operaciones del ciclo del combustible y en otras aplicaciones de los radioisótopos. Por lo tanto, la gestión de estos residuos debe incluir almacenamiento provisional, acondicionamiento final y almacenamiento definitivo o eliminación a largo plazo, como observaremos a lo largo del estudio. Palabras clave: residuos, radiactividad, investigación

José Ródenas Diago Catedrático de Ingeniería Nuclear Universidad Politécnica de Valencia jrodenas@iqn.upv.es

FALSTAFF: ¿He vivido para ser transportado en un cesto como una carretada de despojos de carnicería, y para ser arrojado al Támesis? Bueno, si me gastan otra broma así, que me saquen los sesos y los unten de manteca y se los den a los perros como regalo de Año Nuevo. (William Shakespeare, The merry wives of Windsor) Introducción A lo largo de las distintas etapas del ciclo de combustible nuclear, se acumula una cantidad importante de sustancias altamente radiactivas, no aprovechables, que constituyen los residuos radiactivos del ciclo y cuya eliminación de forma segura representa un desafío importante para la industria nuclear. Pero no sólo aparecen residuos radiactivos en las operaciones del ciclo de combustible, sino que pueden hacerlo en muchas otras aplicaciones de los radioisótopos. De especial importancia son los residuos de las aplicaciones médicas, donde se utilizan muchas fuentes no encapsuladas. En la Guía 9.1 del Consejo de Seguridad Nuclear se da la siguiente definición para residuo radiactivo:

“cualquier material de desecho que contenga o esté contaminado con radionucleidos en concentraciones o niveles de actividad superiores a las «cantidades exentas» establecidas por la autoridad competente”. Por consiguiente, puede considerarse en principio, que todo material que se utilice en el curso de las operaciones realizadas con sustancias radiactivas o nucleares es susceptible, en un momento u otro, de constituir un residuo. En la citada guía se define la gestión de residuos radiactivos como el “conjunto de actividades administrativas y operacionales que lleva consigo el manejo, tratamiento, acondicionamiento, transporte y almacenamiento de los residuos radiactivos”. Estas actividades tienen por objeto acondicionar y controlar los residuos de forma que no causen daño alguno a la salud y a los bienes de las personas. Esta gestión debe preverse desde el mismo proyecto de cada instalación susceptible de generar residuos radiactivos. La gestión de residuos debe incluir almacenamiento provisional, acondicionamiento final y almacenamiento definitivo o eliminación a largo plazo.

Clasificación de residuos radiactivos Las técnicas de gestión de residuos dependen ampliamente del tipo de residuo que hay que tratar. Existe una gran variedad de residuos radiactivos, tanto por el tipo de radiación emitida (alfa, beta, gamma) como por el periodo de semidesintegración de los radionucleidos que los forman, el origen de éstos, su estado físico, forma química, toxicidad y actividad. Las posibilidades de clasificación son muy variadas. Todos los países han coincidido en una clasificación general atendiendo al estado físico de los residuos, por lo que puede considerarse establecida una primera clasificación de residuos en sólidos, líquidos y gaseosos. Cada uno de los cuales es clasificado después en varias categorías. La clasificación de los residuos sólidos se basa en la tasa de exposición en superficie y es útil a efectos de transporte y almacenamiento. La clasificación de los residuos líquidos se basa en la concentración o actividad específica de los mismos. Los residuos radiactivos gaseosos incluyen gases nobles, como Kr-85 y Xe-133, vapores de yodo y

partículas o aerosoles en suspensión. La radiotoxicidad es una propiedad de los residuos radiactivos que define su peligrosidad desde el punto de vista biológico. La radiotoxicidad de un radionucleido engloba varios parámetros como el tipo de radiación, el periodo de semidesintegración, la eliminación biológica y la tendencia a fijarse selectivamente en determinados órganos o tejidos. Pero la clasificación de los residuos radiactivos se hace atendiendo principalmente a dos aspectos, el periodo de semidesintegración y la actividad. Por el periodo de semidesintegración, se consideran residuos de vida corta aquellos cuyo periodo es inferior a 30 años, mientras que los de periodo mayor, se consideran residuos de vida larga. El criterio basado en la actividad resulta muy útil para elegir el almacenamiento definitivo. Generalmente los residuos radiactivos se clasifican en Residuos de Baja y Media Actividad y Residuos de Alta Actividad. Los Residuos de Baja y Media Actividad (RBMA) contienen isótopos emisores beta y/o gamma con periodo de semidesintegración inferior a 30 años; su contenido de emisores  de vida larga es inferior a 0,01 Ci/Tm; la actividad específica por elemento radiactivo es baja; y no desprenden calor. La diferencia entre los residuos de media y baja actividad estriba en que requieran o no, blindaje para su manipulación y transporte en condiciones normales. Los Residuos de Alta Actividad (RAA) contienen generalmente isótopos emisores alfa con periodo de semidesintegración superior a 30 años y concentración apreciable; la actividad específica en emisores de vida corta es elevada; y pueden desprender gran cantidad de calor.

Origen de los residuos radiactivos Los residuos de baja y media actividad pueden tener orígenes muy diversos: • Herramientas, filtros y material de mantenimiento utilizados en determinadas operaciones en centrales nucleares. • Jeringuillas, guantes o material médico usado en las unidades de Medicina Nuclear y Radioterapia. • Fuentes radiactivas utilizadas en la industria. • Materiales y restos biológicos, provenientes de laboratorios de investigación. Por el contrario, los residuos de alta actividad se generan fundamentalmente en las centrales nucleares y están constituidos por el combustible gastado, si no se reprocesa, o por los efluentes del reprocesado de combustible. Los residuos que más preocupan a la sociedad (y también a los técnicos nucleares) son los residuos generados en los reactores de potencia. Un reactor de 1 GW, capaz de abastecer a una ciudad de un millón de habitantes de alto consumo eléctrico (>8.000 kWh/a), genera normalmente un volumen bastante importante (unos 500 m3/a) de residuos de baja actividad, resultantes de la operación e intervención en los sistemas del reactor. Pero el residuo principal es el propio combustible gastado que se extrae durante la recarga anual, porque contiene todos los productos de fisión y los AA (actínidos artificiales, distintos del plutonio) generados en un año-equivalente de funcionamiento. El combustible, durante este tiempo, ha sufrido una profunda transformación en su composición (ver figura 1), aunque en peso apenas haya variado, ya que entran 30 toneladas de combustible fresco enrique-

Figura 1. Balance anual del combustible Fig. 1 Balance anual del combustible.

cido al 3% en U-235 y salen 29,999 t de combustible gastado, siendo la diferencia de 1 kg, el peso de material realmente transformado en energía térmica a lo largo del año. En el combustible gastado han aparecido 1 t de PF, 0,25 t de Pu y 49 kg de otros AA; todo ello, a expensas del uranio quemado (1,3 t, principalmente de U-235). El combustible gastado contiene todavía 28,7 t de uranio, con una riqueza isotópica en U-235 que se aproxima a la del uranio natural (0,72%). Tanto este uranio remanente como el plutonio formado, tienen un alto contenido energético –más de 50 veces superior a la energía extraída del combustible hasta este momento– y pueden ser recuperados mediante la reelaboración del combustible, que supone la separación del uranio y plutonio por un lado, y los PF y AA por otro. La decisión de declarar residuo al combustible gastado o reprocesarlo y considerar residuos sólo a los PF y AA, supone uno de los problemas más trascendentes de la energía nuclear, si bien la decisión debe considerar una serie muy compleja de factores políticos, económicos y estratégicos, contando con las soluciones tecnológicas adecuadas. De momento, las decisiones iniciales tomadas dividen a los países en dos grandes grupos: los de un solo uso, entre los que se cuenta EE. UU., Canadá, Suecia, Finlandia y España, y los que se inclinan por la reelaboración, que son todos los demás. Estas posiciones de partida no tienen por qué ser definitivas, puesto que el tiempo de enfriamiento del combustible (50-100 años), que es necesario que transcurra antes de su evacuación final, permite reconsiderar la pertinencia de tales decisiones a tenor de la evolución del panorama energético y de la aceptación o rechazo social de la energía nuclear. En cualquier caso, debería dejarse siempre abierta la puerta de la recuperabilidad del combustible de un solo uso, como cautelarmente se ha hecho en EE. UU., para evitar la pérdida definitiva, en formaciones geológicas profundas, de un verdadero caudal energético, que en el futuro se podría necesitar. En cuanto a las actividades en las que se producen residuos radiactivos, se pueden clasificar en 3 grupos que se comentan en los párrafos siguientes. 1. Producción de energía eléctrica mediante reactores de fisión. 2. Aplicaciones de los radioisótopos a la medicina, industria e investigación. 3. Desmantelamiento de instalacio-

nes nucleares y radiactivas. Los residuos radiactivos generados en las distintas industrias involucradas en la producción de energía eléctrica, pueden ser de tres tipos, según su origen: a) Residuos de las primeras etapas del ciclo del combustible (antes del reactor). b) Residuos generados durante el funcionamiento de las centrales nucleares. c) Residuos generados en la última etapa del ciclo de combustible, el reprocesado del combustible irradiado. En las etapas previas a su introducción en el reactor, se generan residuos en la minería del uranio, fabricación de concentrados, conversión a UF6, enriquecimiento y fabricación de elementos combustibles. Los residuos sólidos más importantes son los estériles de minería que contienen radionucleidos naturales. En cuanto a los líquidos, serán los provenientes de los sistemas de descontaminación, que normalmente llevan trazas de mineral de uranio en suspensión. Los residuos gaseosos están constituidos por el gas radón y aquellos aerosoles que se puedan producir en las actividades de estas etapas. También incrementarán el volumen de residuos, los filtros, resinas, papeles, vidrios, etc., utilizados en diversos tratamientos. Durante el funcionamiento normal de una central nuclear, se generan residuos en los sistemas de tratamiento del refrigerante, que contendrá productos de activación y sobre todo productos de corrosión, aunque también habrá cierta cantidad de productos de fisión. También se deben considerar diversos residuos generados en los procesos, operaciones y

mantenimiento de la central. Se trata de RBMA constituido por resinas, filtros, herramientas, ropa de trabajo, etc. Los residuos de operación que incluyen fuentes neutrónicas, barras de control y algún dispositivo de medida en el interior del reactor, serán de alta actividad, pero su volumen es pequeño. El reprocesado del combustible, si tiene lugar, es la principal fuente de residuos radiactivos. En las plantas de reprocesado se producen residuos sólidos, líquidos y gaseosos, entre los que cabe distinguir los siguientes: • Residuos sólidos de alta actividad constituidos por los componentes estructurales de los elementos combustibles, tales como cabezales, vainas, espaciadores, muelles, etc., que contienen principalmente productos de activación y una pequeña porción de productos de fisión y transuránidos. Después de un almacenamiento temporal se compactan e inmovilizan en matrices sólidas. • Residuos líquidos de alta actividad procedentes del primer ciclo de extracción por solvente de uranio y plutonio. Estos residuos contienen, aproximadamente, el 99,5% de los productos de fisión del combustible, casi la totalidad de los actínidos (transuránidos) y el uranio y plutonio no recuperados. Después de una concentración por evaporación y de un tiempo de desintegración en depósitos de diseño especial, estos residuos se inmovilizan en matrices de vidrio, confinándose en contenedores de acero inoxidable que se cierran por soldadura. • Residuos sólidos de actividad baja y media, constituidos principalmente

Bidones de acero para el almacenamiento de residuos.

por concentrados de evaporación, resinas de intercambio iónico, etc., que se inmovilizan en matrices sólidas; y filtros para gases, filtros de ventilación gastados, equipo contaminado, etc. Proceden del tratamiento de corrientes líquidas y gaseosas contaminadas que aparecen en los procesos químicos a que se somete el combustible gastado y en el mantenimiento de la instalación. • Residuos gaseosos, constituidos fundamentalmente por los gases nobles de fisión (xenón y kriptón), que se desprenden junto con el tritio, yodo, carbono, etc., al cortar y disolver los elementos combustibles. En tratamientos sucesivos se absorben todos los gases, excepto los gases nobles citados, dando lugar a residuos sólidos de media y baja actividad. Por su parte, el xenón y kriptón se retienen por procedimientos criogénicos o por adsorbentes específicos, almacenándose posteriormente en recipientes metálicos a presión. En las instalaciones médicas y hospitalarias, el uso de isótopos radiactivos para el diagnóstico y tratamiento de enfermedades ha ido creciendo a lo largo de los últimos cincuenta años. Se utilizan profusamente fuentes no encapsuladas, normalmente en fase líquida, para el diagnóstico mediante trazadores, utilizando Tc-99m, I-125, H-3 ó C-14, que permiten el estudio de órganos como el corazón, tiroides, hígado y glándulas hormonales, o bien para el tratamiento de enfermedades del tiroides (I-131) o de la sangre (P-32). Estas actividades generan residuos radiactivos sólidos: algodones, guantes de goma, jeringuillas, etc., así como residuos líquidos, fundamentalmente líquidos de centelleo. En el tratamiento de tumores se emplean fuentes encapsuladas, siendo muy frecuente el uso de Co60. Estas fuentes, frecuentemente de mucha actividad, han de ser reemplazadas cuando su actividad disminuya por debajo de un determinado nivel y por tanto, dejan de ser útiles para estos fines, constituyendo un residuo radiactivo que es necesario gestionar. También merece destacarse la existencia de residuos biológicos, como tejidos de animales, cadáveres momificados, y líquidos y lodos orgánicos con posibles contaminaciones bacterianas, que requieren un tratamiento y acondicionamiento especiales. En las aplicaciones de los isótopos radiactivos a los procesos industriales está especialmente extendido el uso de fuentes encapsuladas. Medidas de nivel, humedad, densidad

o espesor en procesos continuos o de difícil acceso, suelen ser obtenidas mediante este tipo de fuentes encapsuladas, en general de baja actividad. En la aplicación de los rayos gamma para la realización de ensayos no destructivos en construcciones metálicas (gammagrafía) y en instalaciones de esterilización industrial se necesitan fuentes de una actividad mayor. Al igual que las fuentes encapsuladas utilizadas en medicina, cuando disminuye su nivel de actividad son retiradas considerándose como residuos a gestionar. En los centros de investigación nuclear, los residuos proceden de reactores de enseñanza e investigación, celdas calientes metalúrgicas (instalaciones auxiliares de investigación donde se realizan ensayos, manipulaciones, pruebas, etc.), plantas piloto y servicios de descontaminación. Estos residuos son de naturaleza muy variable debido a la gran diversidad de isótopos utilizados y la amplia gama de procesos en que son aplicados. Cuando se da por finalizada la vida útil de las instalaciones nucleares y radiactivas, se procede a cerrarlas con carácter permanente, comenzando entonces las operaciones de clausura y desmantelamiento. • En las instalaciones del ciclo de combustible previas al reactor, los residuos contienen radionucleidos naturales (uranio y sus descendientes), siendo los estériles de minería y de fabricación de concentrados los de mayor volumen, debiendo estabilizarse para evitar riesgos radiológicos. • Si se opta después de la vida útil de una central por su desmantelamiento total (según el cual se retiran todos los materiales, equipos y partes de la instalación que contengan radiactividad por encima de los niveles aceptables después de los procesos de descontaminación aplicados y se deja el emplazamiento en condiciones seguras para un futuro uso) se originan los siguientes tipos de residuos: • Vasija del reactor y componentes del interior del blindaje biológico. Son residuos de gran tamaño, altamente activados y contaminados, que requieren, para facilitar su manejo y transporte, reducción de tamaño en instalaciones blindadas de alta integridad con el consiguiente control ambiental. • Componentes externos al blindaje biológico (cambiadores de calor, bombas de circulación, tuberías, etc.). Aunque están menos contaminados que los anteriores, su gestión es semejante.

• Hormigón activado y contaminado. Su demolición da lugar a la formación de aerosoles radiactivos a retener mediante filtros. La mayor parte de la radiactividad se encuentra en las capas del hormigón más próximas a las zonas radiactivas, por lo que, cuando es posible, se separan del resto de las zonas sustancialmente inactivas, que son estructuras de tipo convencional. Hay que tener en cuenta que una gran parte de una central nuclear (alrededor del 80%) no es radiactiva, y se puede proceder a su derribo, reutilización o evacuación sin restricción alguna. • Sistemas auxiliares y estructuras de edificios. Son materiales ligeramente contaminados susceptibles de descontaminación. • Residuos secundarios generados en las operaciones de desmantelamiento. • En el desmantelamiento de las instalaciones de reprocesado se obtienen residuos contaminados con productos de fisión y trazas de transuránidos. Presentan un alto nivel de radiactividad las celdas calientes donde se efectúa el proceso de reelabo-ración del combustible, así como las piscinas de almacenamiento. Criterios generales para la gestión de residuos El proyecto y la operación de una instalación radiactiva deben hacerse con los siguientes criterios en lo que respecta a los residuos: a) La producción de residuos radiactivos debe ser mínima, mejorando en lo posible los métodos de operación, descontaminación, etc. b) No mezclar nunca residuos radiactivos con sustancias inactivas, a menos que sea con la intención de disminuir su concentración. c) Establecer un sistema de recogida de residuos con recipientes apropiados a cada caso, identificando claramente su contenido a fin de seleccionar los métodos de eliminación o almacenamiento más adecuados. d) Separar de forma eficiente los residuos líquidos de los sólidos, a fin de darles el tratamiento apropiado. e) La instalación dispondrá de un sistema de tratamiento adecuado, si fuere necesario. El tratamiento de los residuos radiactivos se basa normalmente en los tres principios fundamentales siguientes: 1. Retención temporal de aquellos residuos que contengan radionucleidos de periodo corto, para que su actividad disminuya hasta límites acep-

tables que permitan su dispersión al medio ambiente. 2. Dilución en sustancias adecuadas y dispersión al medio ambiente dentro de los límites y condiciones establecidos por la Administración. 3. Concentración y contención cuando se trate de residuos que no puedan ser dispersados, bien por su forma física, por su alta actividad o por su contenido isotópico. Los límites a la emisión de material radiactivo por instalaciones nucleares tienen por objeto mantener la concentración de radiactividad en el suelo, agua superficial o aire, bastante por debajo de los niveles recomendados por la ICRP. Los residuos radiactivos sólidos o los líquidos de alta actividad que no puedan ser descargados al medio ambiente, deberán ser contenidos y almacenados. Como muchos de estos residuos deben estar guardados durante largos periodos de tiempo, es necesario garantizar que su sistema de contención permanecerá estable y seguro. El estado más seguro para los residuos radiactivos es un sólido que resista a los agentes naturales más importantes. En consecuencia, los residuos antes de su almacenamiento deben ser sometidos a un tratamiento que permita: • Reducir su volumen al máximo posible para disminuir los riesgos y los costes de transporte y almacenamiento. • Convertirlos a la forma física más adecuada que permita su envasado y almacenado de la manera más segura y económica. Tratamiento de residuos radiactivos Residuos gaseosos Dentro de los residuos radiactivos gaseosos hay que distinguir entre gases propiamente dichos, como gases nobles o yodo, y aquellos cuya radiactividad es debida a los materiales en suspensión, como es el caso de los aerosoles. Si la actividad se debe fundamentalmente a partículas en suspensión, el tratamiento general es la filtración para retener dichas partículas, después de la cual los gases filtrados se dispersan al medio de forma controlada. Cuando la radiactividad es debida principalmente a los propios gases, pueden ser necesarios otros métodos de tratamiento además de la filtración. El más frecuente es la retención temporal, más o menos larga, seguida de una descarga controlada a través de una chimenea con la altura

suficiente para garantizar la difusión adecuada en la atmósfera. Residuos líquidos En general, el primer tratamiento consiste en la retención del residuo para que disminuya su actividad, lo cual implica almacenar los líquidos durante un tiempo más o menos prolongado. Cuando un periodo razonable de tiempo de retención no reduce suficientemente la actividad de los residuos, se recurre a otros procedimientos de descontaminación, entre los cuales se encuentran los siguientes: • La precipitación química. • La evaporación. • La filtración y centrifugación. • El cambio de ion. Todos estos procesos son muy utilizados, en especial la evaporación y el cambio de ion. Los productos finales consisten en un líquido normalmente descontaminado para su evacuación y un residuo que contiene la casi totalidad de la radiactividad inicialmente presente. El tratamiento por cambio de ion tiene la ventaja de que el producto final es un pequeño volumen de resina que se puede manejar con facilidad. La etapa posterior consiste comúnmente en la inmovilización de estos residuos mediante un proceso de solidificación adecuado. La Guía 9.1 del CSN da la siguiente definición para residuo radiactivo solidificado: “Residuo radiactivo originariamente líquido o sólido dispersable que ha sido inmovilizado por incorporación (física o química) en una matriz sólida”. Entre los sistemas de solidificación utilizados actualmente merecen citarse los siguientes: • Incorporación en cemento. • Incorporación en asfalto. • Incorporación en plástico. Los residuos de muy alta actividad constituyen el problema más difícil, pues el producto final suele necesitar ser guardado durante mucho tiempo en condiciones difíciles debido a los efectos de la radiación y al desprendimiento de calor. Para este tipo de residuos se está utilizando la vitrificación, es decir, fabricación de vidrios a partir de los propios residuos. Residuos sólidos Para los residuos sólidos el tratamiento consiste esencialmente en la reducción de volúmen y su preparación para el almacenamiento a largo plazo o evacuación. Este último requisito significa que la operación de

envasado se completa con algún método de fijación (como cualquiera de los utilizados para los líquidos) que dote a los envases de la máxima resistencia posible a los agentes naturales que puedan influir en su futura estabilidad. Para la reducción de volumen suelen utilizarse procedimientos de compactación, trituración, incineración, etc., con las debidas precauciones para evitar la dispersión de material contaminado en los sistemas de carga o eliminación de cenizas. Gestión de residuos radiactivos de alta actividad Solidificación de residuos La solidificación de residuos de alta actividad tiene dos finalidades: • Inmovilizar los residuos. • Fijar a largo plazo los radionucleidos de vida larga. La inmovilización facilita y añade seguridad a las operaciones de almacenamiento y manipulación de los residuos antes de su eliminación. Los líquidos no son adecuados para el transporte a escala industrial mientras que los sólidos sí, siempre que se asegure su integridad y se disponga del blindaje adecuado. El almacenamiento intermedio de residuos sólidos o solidificados presenta menos problemas, puesto que se reduce sustancialmente la corrosión de los contenedores y disminuyen las necesidades de refrigeración. La exigencia general de un producto de solidificación es la estabilidad frente a las influencias destructivas a las que puede quedar expuesto un sólido altamente radiactivo. Es decir, se requiere: • Estabilidad frente a la irradiación. • Estabilidad térmica. • Estabilidad mecánica. • Estabilidad química. El producto sólido debe tener un alto grado de estabilidad que asegure que los radionucleidos contenidos en los residuos permanezcan inmóviles durante largo tiempo. Los materiales que cumplen estos requisitos son los vidrios y cerámicos. Aunque la estabilidad de los residuos no durará para siempre y es imposible comprobarla a largo plazo, constituye una barrera adicional de seguridad en el enterramiento geológico. Las dos vías más importantes de solidificación son la calcinación y la vitrificación. Los calcinados son productos obtenidos extrayendo los compuestos volátiles de los residuos a temperaturas entre 400 y 900º C. El resultado es una mezcla de óxidos de produc-

tos de fisión, actínidos y productos de corrosión en forma de partículas con una superficie específica de 0,1 a 5 m2/gr. El calcinado puro no es muy estable químicamente, a causa de su gran superficie y de las propiedades químicas de algunos óxidos, siendo extraordinariamente frágil. Los vidrios son productos obtenidos por la fusión de óxidos de residuos junto con aditi-vos como SiO2, B2O3, Al2O3, P2O5, Na2O y CaO. Al solidificarse, el material fundido forma un vidrio o sólido casi vítreo con buena estabilidad. Entre los inconvenientes está la posibilidad de desvitrificación que dé lugar a productos de propiedades menos predecibles. Los desarrollos avanzados consisten en obtener vidrios cerámicos mediante cristalización controlada para evitar la desvitrificación incontrolada. Otro producto avanzado es el “vitromet”, formado por granos de vidrio cerámico embutidos en una matriz metálica, con conductividad térmica y resistencia mecánica extraordinaria-mente elevadas. Gestión definitiva Es evidente que el almacenamiento en forma líquida no puede ser la solución definitiva para la gestión de residuos de alta actividad. Un sistema de almacenamiento en superficie, relativamente vulnerable, con un inventario elevado y constantemente creciente de material líquido altamente radiactivo, significa un peligro potencial que no es aceptable a largo plazo. Además, el alto grado de mantenimiento y vigilancia necesarios deberían prolongarse durante periodos de tiempo extremadamente largos. Por ello, tras algún tiempo de almacenamiento intermedio en forma líquida, los residuos se inmovilizarán mediante solidificación. A continuación, los residuos solidificados, encerrados en bidones de acero, se almacenarán de forma no recuperable, en formaciones geológicas del subsuelo, profundas y estables. El camino más probable para que el material radiactivo escape al medio es el transporte por aguas subterráneas. Para prevenir los escapes, se eligen almacenamientos que reúnan las siguientes características: • Estabilidad del producto de solidificación, en particular contra el ataque del agua. • Durabilidad del contenedor. • Estabilidad de la contención geológica, que evite la comunicación de agua entre los residuos y las corrientes subterráneas.

condiciones hidrogeológicas. • Ausencia de agua, o agua con escaso movimiento. • Buenas propiedades térmicas de la roca. Se han estudiado especialmente las formaciones salinas y graníticas, pues son secas y están rodeadas de capas impermeables.

Figura 2. Barreras de contención

• Rocas y suelo con gran capacidad de absorción en largas distancias desde el enterramiento hasta la superficie. • Baja velocidad del agua subterránea. Los yacimientos salinos parecen la formación geológica más adecuada. También se tienen en cuenta los granitos y esquistos o pizarras. En realidad, cada país investiga las formaciones geológicas a las que tiene fácil acceso, ya que muchos gobiernos, por razones de la fuerte oposición pública, han decidido no aceptar residuos del extranjero para su almacenamiento definitivo. Almacenamiento y evacuación de residuos radiactivos Es conveniente distinguir claramente entre los conceptos de almacenamiento y evacuación. El almacenamiento implica continuar en posesión de los residuos, manteniendo la responsabilidad sobre los mismos, con un mayor o menor grado de vigilancia, mientras que la evacuación, por el contrario, proporciona la posibilidad de liberarse de la responsabilidad individual sobre los residuos, aunque a la larga ello pueda originar un problema para la colectividad. La evacuación es siempre definitiva e irreversible; el almacenamiento puede ser temporal, permanente o definitivo. En los almacenamientos se prevén cuatro barreras de contención. La primera barrera es la química de estabilización de los residuos en una matriz sólida estable y duradera. La segunda, física, la constituye el contenedor o recipiente adecuado

que evite el contacto de los residuos con los agentes exteriores. La tercera, la barrera de ingeniería es la instalación donde se coloca el contenedor y por último, la cuarta barrera, geológica, es la constituida por el medio geológico de la corteza terrestre donde se sitúa la instalación. En la figura 2 puede verse un esquema de estas barreras. Los recipientes donde se confinan los residuos solidificados suelen ser bidones de acero, normalizados y homologados, de espesor variable de acuerdo con la actividad del residuo y siguiendo las normas del OIEA. El proyecto de las construcciones que constituyen el almacenamiento en sí mismas, es función de la categoría de los residuos que van a alojar y de su carácter de almacén temporal, permanente o definitivo. Para los residuos de baja actividad suele recurrirse al apilamiento de los bidones en superficie, impermeabilizados con plástico y recubiertos de una capa de tierra sobre la que se plantan arbustos adecuados. Los residuos de actividad media suelen almacenarse en trincheras de poca profundidad, construidas como bunkers con sus correspondientes sistemas de drenaje de agua y vigilancia de la radiactividad. En el caso de residuos de alta actividad, las técnicas son forzosamente más complicadas, en especial cuando se pretende que el almacenamiento sea definitivo. En este caso se recurre a formaciones geológicas profundas, que deben reunir las siguientes propiedades: • Suficiente profundidad. • Estabilidad geológica. • Facilidad de determinación de las

Bibliografía [1] Barrachina, M. “Introducción a la problemática de los residuos radiactivos”, Forum Atómico Español, 1990. [2] Benedict, M.; Pigford, T.; Levi, H. “Nuclear Chemical Engineering”, (Second Edition), Mc Graw-Hill, 1981. [3] Bourgeois, M. “Déchets nucléaires: le programme SPIN”, CLEFS CEA Nº 24, pp. 10-19, Automne 1992. [4] Carboneras, P. “Situación, perspectivas y soluciones para el tratamiento y evacuación de residuos de baja y media actividad procedentes de CC. NN.”, Nuclear España Nº 14, Octu-bre 1983. [5] CSN, Guía de Seguridad Nuclear nl 9.1, “Control del Proceso de Solidificación de Residuos Radiactivos de Media y Baja Actividad”, Consejo de Seguridad Nuclear, GS-9.1/91, Madrid, Julio 1991. [6] Eichholz, G. G. “Environmental Aspects of Nuclear Power”, Ann Arbor Science, 1980. [7] Gil, E. “La regulación de la gestión de residuos radiactivos en España”, Consejo de Seguridad Nuclear, Madrid, Enero 2000. [8] “Management and Disposal of Used Nuclear Fuels and Reprocessing Wastes”, Uranium Institute, 1983. [9] Real Decreto 783/2001 de 6 de Julio por el que se aprueba el “Reglamento sobre protección sanitaria contra radiaciones ionizantes” (B.O.E. núm. 178 del jueves 26 de Julio de 2001). [10] Ródenas, J. “Introducción a la Ingeniería de la Contaminación Radiactiva”, Intertécnica Ediciones, Noviembre 2003 [11] Ródenas, J. “Problemas Ambientales de la Energía Nuclear”, Universidad Politécnica de Valencia, 1994. [12] SNE, “Generación y gestión de residuos de baja radiactividad”, Monografía de la Sociedad Nuclear Española con la colaboración de la Sociedad Española de Protección Radiológica, Senda Editorial, 1994.

Generación de lixiviados y biogás en los vertederos controlados En 1978 se inauguró el primer vertedero controlado en España, en el se depositaron 2400 toneladas de residuos sólidos que ya no producirían mal olor por el hecho de ser un vertedero controlado. De este proceso se generan los primeros productores de España de energía renovable a partir de residuos. Palabras clave: residuos, vertedero, biogás, lixiviados

Francisco J. Colomer Mendoza

Fabián Robles Martínez

Dr. Ingeniero Agrónomo Universidad Jaume I Castellón fcolomer@emc.uji.es

Dr. Ingeniero Agroindustrial Instituto Politécnico Nacional México D.F. (México) frobles@ipn.mx

Introducción El primer vertedero controlado de España fue inaugurado en Valdemingómez (Madrid) en noviembre de 1978 (El País, Madrid, 08 Agosto de 1978). En la noticia que reportaba este importante suceso, se citaba que las 2400 toneladas de residuos sólidos que los habitantes de Madrid generaban, ya no producirían mal olor por el hecho de depositarlas en un vertedero controlado. Se presumía que una vez que los residuos se habían depositado, extendido y cubierto, comenzaría una etapa de seguimiento sobre qué es lo que estaba pasando en esa basura que había empezado a degradarse. Este seguimiento del proceso de fermentación anaerobia de los residuos depositados, acompañado de una continua evolución del sistema de extracción y valorización del gas generado permitió que en el año 2010 este vertedero generara 304.519 MWh de energía, lo que lo convierte en uno de los primeros productores de España de energía renovable a partir de residuos. 10

Sin embargo, para que este aprovechamiento sea posible y el vertedero no se convierta en un foco de impactos ambientales debe realizarse un diseño, gestión, clausura y mantenimiento post-clausura dentro de los parámetros que marca la legislación, así como un exhaustivo procedimiento de control y monitorización (Real Decreto 1481/2001). Así pues, la degradación de la materia orgánica de los residuos es frecuente que se inicie desde el almacenamiento o transporte, sin embargo, desde el momento en que los residuos son depositados y cubiertos de tierra, se inicia en condiciones de anaerobiosis, una serie de procesos fisicoquímicos y biológicos que, influenciados por la composición y por las condiciones exteriores, determinan la cantidad y calidad de los efluentes (malos olores, lixiviados y biogás). Procesos en un vertedero Dependiendo de los componentes de la basura y las condiciones

ambientales (humedad, oxígeno disponible, temperatura, pH, etc.) el proceso de descomposición tendrá lugar en un espacio de tiempo mayor o menor. Pero, para un caso determinado, la heterogeneidad de los residuos hace que la predicción del potencial de contaminación o el proceso de descomposición, sea extremadamente complicada, no solo de averiguar sino también de controlar. Los residuos de un relleno están sometidos a importantes cambios biológicos, químicos y/o físicos simultáneos. Los procesos más importantes que tienen lugar en la masa de residuos son los siguientes: Procesos físico-químicos La degradación fisicoquímica depende fundamentalmente por un lado, de la naturaleza y composición de los residuos depositados y por otro lado de otros factores como la humedad inicial, el agua percolada y su pH, el grado de compactación de los residuos, la interacción entre las distintas fracciones de residuos y su capacidad de campo. En función de

estos parámetros, el lixiviado que se forma puede ir variando sus características (pH, salinidad, potencial redox, etc.) ya que va descendiendo por gravedad arrastrando las sustancias solubles de los residuos depositados, entre las cuales pueden encontrarse productos químicos tóxicos, metales pesados (Tchobanoglous et al., 1998). Por otra parte, los residuos del vertedero van compactándose con el tiempo como consecuencia de su degradación progresiva, profundidad creciente, circulación de vehículos pesados en superficie como bulldozers, excavadoras, compactadoras (Figura 1), etc. y compactación natural. Este fenómeno puede alterar las condiciones en la superficie, originando asentamientos diferenciales, grietas, deslizamientos, inestabilidades, fugas de lixiviados y migraciones de biogás. Figura 2: Representación esquemática de una chimenea de evacuación de biogás en un vertedero controlado

Procesos biológicos La degradación de los residuos que se produce en el interior de un vertedero es un proceso largo. El tiempo de biodegradación depende de multitud de factores y parámetros que interaccionando entre sí influyen en los procesos, por lo que es difícil predecir las condiciones futuras. En general las reacciones químicas y biológicas aumentan con la temperatura y la humedad presentes, hasta alcanzar en cada caso un límite de presión (Vaquero, 2004). No obstante, la presencia de oxígeno será la que marque el tipo de fermentación (aerobia, anaerobia o anóxica). Sin embargo, el biogás generado en los vertederos, en realidad es el conjunto de una serie de gases emitidos en distintas fases y es producto de diferentes rutas metabólicas de un consorcio complejo de microorganismos.

En cualquier caso, estas reacciones generan un biogás que es necesario evacuar para evitar acumulaciones dentro de los residuos. Para evacuarlo se recurre a chimeneas (Figura 2 y 3). Una misma chimenea de evacuación de biogás recogerá gases generados por residuos depositados hace pocos días y donde seguramente no habrá metano aun. A mayor profundidad estará también recogiendo gases generados por residuos depositados hace meses e incluso años; en este caso el biogás muy probablemente contenga más de 50% de metano. Del mismo modo, diferentes chimeneas de un mismo vertedero estarán emitiendo biogás con distintas proporciones de gases. En cualquier caso, las fases que se desarrollan en un vertedero se describen a continuación:

Figura 1: Representación de una compactadora-trituradora de residuos con ruedas de “pata de cabra” (Fuente: Colomer y Gallardo, 2007)

Fase I: Degradación aeróbica (fase hidrolítica) Como ya se mencionó anteriormente, la descomposición de la fracción orgánica de los residuos, se inicia muchas veces desde el hogar (por esa razón se desechan). Durante el almacenamiento, transporte y en la disposición de los residuos en el vertedero (Figura 4), la degradación es principalmente aerobia; condición que facilita la hidrólisis de los polímeros naturales. La capa del vertedero afectada por la fermentación aeróbica es la capa superior de residuos, en la cual el oxígeno es retenido por los residuos frescos. En esta fase, se observa que las proteínas son degradadas en aminoácidos, dióxido de carbono, agua, nitratos y sulfatos (Barber, 1979). Las grasas son hidrolizadas en ácidos grasos y glicerol, los cuales son degradados posteriormente en ácidos volátiles a partir de la acción intermedia de catabólicos simples. Los carbohidratos son transformados en dióxido de carbono y agua; la celulosa, que constituye gran parte de la fracción orgánica de los residuos es degradada a glucosa por medio de enzimas extracelulares, siendo consumida por bacterias y convertida en dióxido de carbono y agua. En esta etapa, debido a las reacciones exotérmicas de la oxidación biológica, se pueden alcanzar temperaturas elevadas de hasta 70ºC si la capa de residuos no está compactada (Heyer y Stegmann, 1998). Sin embargo, muy pronto se agota el oxígeno atrapado en los espacios 11

Figura 3: Distintos tipos de chimeneas de evacuación de biogás en distintos vertederos

intersticiales, dando paso a una descomposición bajo condiciones anaerobias. Las condiciones ambientales y la cantidad de sustrato orgánico biodegradable limitan la velocidad de estas reacciones, aunque la duración de esta fase suele ser de alrededor de 15 días. La hidrólisis depende fundamentalmente de la temperatura ambiente, de la composición del residuo (% de lignina, carbohidratos, proteínas y grasas), del tamaño de partículas, del pH, de la concentración de NH4+ y de la concentración de los productos de la hidrólisis (Speece et al., 1983). En vertederos muy viejos, en los que sólo permanece una cantidad residual de carbono orgánico, tiene lugar una segunda fase aeróbica en las capas superiores del vertedero. En esta fase, la tasa de producción de metano es tan baja que el aire atmosférico penetra en la masa de residuos a zonas con potenciales redox demasiado altos para la generación de metano (Christensen y Kjeldsen, 1989). Fase II: Degradación anaerobia (fase 12

fermentativa o acidogénica) La primera fase de la degradación anaeróbica es una fermentación ácida, la cual causa un descenso en el pH del lixiviado, altas concentraciones de ácidos volátiles y concentraciones considerables de iones inorgánicos (Cl-, SO42-, Ca2+, Mg2+, Na+, etc.). Durante esta etapa tiene lugar la fermentación de las moléculas orgánicas solubles en compuestos que puedan ser utilizados directamente por los microorganismos metanogénicos (acético, fórmico, H2), y compuestos orgánicos más reducidos (propiónico, butírico, valérico, láctico y etanol principalmente) que tienen que ser oxidados por bacterias acetogénicas en la siguiente etapa del proceso. La fermentación de los azúcares (sobre todo, glucosa) se realiza por diversos tipos de microorganismos. En función de cada uno de ellos, la ruta metabólica y los productos finales son diferentes. Los principales microorganismos asociados a la degradación de la glucosa son del género Clostridium, los cuales degradan la

glucosa en butírico, acético, CO2 y H2. Los principales productos de la fermentación de aminoácidos y de otras moléculas hidrogenadas son ácidos grasos de cadena corta, succínico, aminovalérico y H2. Esta fermentación de aminoácidos está considerada como un proceso rápido que no es limitante. Las bacterias proteolíticas presentes suelen ser del género Clostridium sobre todo, aunque también aparecen Peptococcus y Bacteroides. Los productos finales de esta oxidación son NH3, CO2 y un ácido carboxílico con un átomo de carbono menos que el aminoácido oxidado (n-butírico y ácido isobutírico, isovalérico, caproico, sulfuro de hidrógeno, metilmercaptano, cadaverina, putrescina, etc. según el aminoácido degradado. Fase III: Etapa acetogénica Algunos productos de la etapa acidogénica son metabolizados directamente por las bacterias metanogénicas (H2 y ácido acético). Sin embargo hay otras moléculas (etanol, ácidos grasos volátiles y algunos

compuestos aromáticos) que deben ser transformadas en productos más simples (acetato y H2) mediante las acetogénicas como la Syntrophomonas wolfei y Syntrophobacter wolini. El hidrógeno generado en estas reacciones es consumido por las bacterias homoacetogénicas, las cuales son capaces de crecer heteróficamente en presencia de azúcares o compuestos monocarbonados. Estas bacterias permiten mantener presiones bajas de hidrógeno, lo cual permite la actividad de las bacterias acidogénicas y acetogénicas. La fase acidogénica junto con la acetogénica puede durar de dos meses a un año en función de las condiciones de los residuos. Fase IV: Etapa metanogénica La digestión anaerobia producida en un vertedero se completa con la presencia de los microorganismos llamados arqueas (Archaea), los cuales generan metano a partir de sustratos monocarbonados o con dos átomos de carbono unidos por enlace covalente (acetato, H2, CO2, metanol y algunas metilaminas). En función del sustrato que metabolizan

se pueden diferenciar dos tipos de microorganismos: los hidrogenotróficos (al igual que los homoacétogénicos, consumen hidrógeno, además de CO2 y ácido fórmico) y los acetoclásticos (consumen acetato) aunque también puede consumir metanol y algunas aminas. En los vertederos, la duración de esta fase es de unos diez años como mínimo, aunque puede llegar a prolongarse hasta períodos de 20 a 25 años e incluso más. Durante esta fase, las proporciones de CH4 y CO2 se mantienen sensiblemente constantes con valores próximos al 55% y 45% respectivamente. Generación de biogás Si las condiciones del medio son óptimas para el desarrollo de esta flora bacteriana, la generación de biogás será óptima pero si, por el contrario, las condiciones no son propicias esta flora bacteriana no actuará, o actuará en malas condiciones, puesto que el producto de las reacciones de un grupo sirve de sustrato para el siguiente. Así se mantiene un equilibrio en las velocidades de formación y eliminación de intermediarios evitando

así su acumulación. Los factores que afectan en la generación de biogás son: [1] Composición del residuo vertido; porcentaje de materia orgánica biodegradable, humedad, tanto del residuo como posteriormente del lecho del vertedero, presencia de nutrientes o inhibidores. [2] Sistema de gestión del vertido de residuos; grado de compactación del vertedero, mezcla de distintos residuos, recirculación de lixiviados, sellado del vertedero y su recubrimiento diario, etc. [3] Condiciones climatológicas de la zona, principalmente nivel de lluvias y variaciones de temperatura. La actividad microbiana aerobia en el vertedero es exotérmica, no así la anaerobia y la temperatura aumenta durante la degradación a valores comprendidos entre 20-40ºC. En cualquier caso las variaciones en la generación de biogás están basadas en las fases citadas anteriormente. Durante la fase metanogénica la proporción de metano y dióxido de carbono se mantiene constante (45-55% de metano y 45-55% de dióxido de carbono).

Figura 4: Deposición de residuos en un vertedero controlado de Suramérica.

Figura 5: Aspecto de los lixiviados procedentes de un vertedero de residuos.

Generación de lixiviados El volumen de lixiviados que se producen en un vertedero es muy variable según las condiciones medioambientales del entorno, tipo de residuo, etc. Dos de los aspectos que inciden más en la generación de lixiviados son la humedad de los residuos y la pluviosidad de la zona en donde se encuentra el vertedero. El lixiviado procede principalmente de la degradación de la materia orgánica contenida en los residuos, a lo que se suman otros líquidos presentes en los residuos, envases con líquidos, agua de lluvia, etc. Su aspecto es negro, de olor fuerte y penetrante, fluido y, en zonas de acumulación y/o estancamiento, presenta una capa superficial de varios centímetros de espuma (Figura 5). La composición media de estos líquidos varía considerablemente según áreas geográficas, edad del vertedero y tipo de residuo depositado en el mismo, pero todos coinciden en una alta carga orgánica que se traduce en elevadas DQO y DBO5, su principal factor contaminante. Los parámetros básicos de caracterización de un lixiviado serán, además 14

de los dos citados, la concentración de sólidos disueltos y en suspensión, dureza, concentración en fosfatos y nitratos, etc. En la fase acidogénica la disminución del pH está causada por la alta producción de ácidos grasos volátiles y la elevada presión parcial de CO2. A causa de la degradación de sustancias orgánicas, los lixiviados arrastran los materiales solubles por lo que la concentración de aniones y cationes aumenta. Estos procesos anaeróbicos iniciales tienen lugar por la actuación de una mezcla de microorganismos anaerobios y anaerobios facultativos. Los facultativos van reduciendo el potencial redox y, por consiguiente, las bacterias metanogénicas pueden crecer. De hecho, las bacterias metanogénicas son sensibles a la presencia de oxígeno y requieren un potencial redox por debajo de -330 mV. Los lixiviados en esta fase se caracterizan por tener altos niveles de DBO5 (>10.000 mg/l), alta relación DBO5/DQO (normalmente >0,7), pH ácidos (entre 5-6), e ion amonio normalmente entre 500-1000 mg/l (Heyer y Stegmann, 1998). En la etapa metanogénica el

pH se acerca a la neutralidad (6,57,5), la carga orgánica es media, con DBO/DQO entre 0,3 y 0,1, y disminuye el contenido de metales pesados, al elevarse el pH. En la etapa de maduración el pH es superior a 7,5, la carga orgánica es baja y presenta una relación DBO/DQO<0,1. Con la aplicación de la nueva normativa europea se pretende que la eliminación de residuos en vertederos sea la última opción, tras el reciclado y la valorización energética. Tal y como señala la legislación europea, “sólo se depositarán en vertedero residuos que hayan sido objeto de algún tratamiento previo”. Con estas premisas básicas, la generación de lixiviados se reducirá enormemente. Además, se pretende que los líquidos obtenidos sean sometidos a un mayor control y tratamiento. La complejidad de los procesos físicos, químicos y bioquímicos que se producen en el interior de la masa de residuos, como se ha dicho, asemejan el vertedero a un gran biorreactor que genera lixiviados y biogás. Estos efluentes deben ser adecuadamente conducidos y evacuados del relleno para darles el destino final

más adecuado y para no comprometer sus condiciones de seguridad. Impacto Ambiental La falta de planificación y control de la operación del vertido de residuos sólidos unido a la escasa supervisión en las actividades industriales generadoras de importantes volúmenes de residuos asimilables a urbanos o de carácter peligroso, junto con una inapropiada disposición, origina áreas ambientales degradadas. Esto puede causar variados impactos en los núcleos de población cercanos a los rellenos, tanto en el entorno propiamente urbano como en el periurbano. Contaminación de las aguas superficiales y subterráneas La acumulación de los residuos, agravado por la pluviometría, producen lixiviados con una DBO que puede alcanzar hasta un valor extremo de 75.000 mg/l, además de contener metales pesados, elementos químicos orgánicos e inorgánicos, bacterias coliformes y alto contenido en nutrientes (se consideran nutrientes al potasio y fósforo).

La problemática de los lixiviados se agrava cuando el vertedero está ubicado en zonas críticas, es decir, geológicamente permeables o en la proximidad de cursos de agua. Así, unido a la distribución de la pluviometría en el área, puede ocasionar graves daños en la calidad de las aguas superficiales y en los acuíferos (eutrofización, pérdida del uso del agua). Los lixiviados pueden infiltrarse en el suelo y percolar hasta las capas freáticas contaminando acuíferos. Además, los lixiviados pueden ser arrastrados por las aguas de escorrentía y alcanzar factores ambientales vulnerables o sensibles a este tipo de contaminación como ríos o masas de agua. Por otra parte, la conductividad elevada puede ser perjudicial para los organismos de agua dulce. Además, la aportación de materia orgánica en cantidades importantes puede favorecer el desarrollo de bacterias y disminuir la tasa de oxígeno disuelto en el agua (Robles, 2008). Contaminación atmosférica Los humos, los gases y el polvo son los tipos de impactos ambientales que las poblaciones del entor-

no de vertederos más suelen acusar. Los humos son ocasionados por los procesos de quema de las basuras, ya sean naturales o bien provocados con el fin de reducir el volumen de los vertidos. La quema incontrolada (y muchas veces incompleta) de residuos genera una gran cantidad de emisiones gaseosas que pasan directamente en la atmósfera y residuos sólidos de la combustión que contaminan los suelos y cuerpos de agua. En algunos estudios se ha encontrado que las sustancias tóxicas potenciales presentes en los subproductos de la incineración de residuos sólidos incluyen: metales pesados (plomo, cadmio, mercurio y arsénico), material particulado, compuestos sumamente tóxicos como las dioxinas, los furanos y los PCBs (bifenilos policlorados), o el monóxido de carbono. El biogás que acompaña la degradación de materia orgánica es uno de los principales contaminantes producidos, además de ser una fuente de malos olores. El gas que mayor impacto ambiental produce es el metano ya que supone aproximadamente la mitad del biogás generado, que aunque es inodoro contribuye en gran medida al efecto invernadero (21 ve-

Figura 6: Vertedero clandestino e incontrolado en una zona rural

ces más que el dióxido de carbono). Además este es un gas combustible que puede originar incendios y explosiones. Otros gases que se desprenden son ácido sulfhídrico, monóxido de carbono, dióxido de carbono y algunos hidrocarburos aromáticos que pueden llegar a ser cancerígenos, mutagénicos o teratogénicos (tolueno, xileno, propilbenceno y otros) (Robles, 2008). Por otro lado, si el vaso del relleno no está correctamente impermeabilizado se pueden producir migraciones de gases a través del suelo y llegar a provocar la muerte de cultivos agrícolas y masas forestales. Además, la migración puede llegar hasta viviendas y propiciar intoxicaciones por inhalación e incluso explosiones. En cuanto al polvo, este generalmente es levantado por el paso de los camiones por caminos de tierra, la descarga de residuos y por los movimientos de tierra, la cual es utilizada diariamente como material de cobertura. Esta última actividad, es propia de las faenas de un relleno sanitario. Ocupación del suelo Un vertedero ocupa un área que posee características en cuanto a calidad de suelo, vegetación, fauna, etc., que son temporalmente destruidas. En el caso de grandes vertederos, este impacto tiene proporciones bastante considerables si anexamos la infraestructura asociada como una superficie adicional afectada. En la Unión Europea se establece un periodo de gestión y mantenimiento para rellenos sanitarios de 30 años después del sellado y clausura. A partir de este momento, el vertedero deviene en suelo contaminado, ya que las garantías financieras y legales dejan de tener vigencia y los recursos económicos para descontaminar este suelo, se obtendrían del erario público. Para evitar que este impacto sea permanente es imprescindible que en la fase de diseño del proyecto del vertedero se fije un correcto sellado e integración ambiental del relleno, además de una serie de medidas protectoras y correctoras, las cuales deberán incluir un programa de monitoreo periódico para controlar las emisiones de biogás, lixiviados y asentamientos. Paisaje La afección sobre el paisaje se produce por el impacto visual provocado por el vertido en sí, además de por los constantes vuelos de ma16

teriales livianos que suelen acompañar a la mayoría de las instalaciones de vertido (Figura 8). Es debido a esto que, al igual que para evitar el impacto a zonas ambientalmente sensibles, se realice en la fase de diseño un estudio paisajístico que determine las zonas óptimas desde el punto de vista perceptual. Para ello se buscarán zonas con elevada capacidad de absorción visual y con baja vulnerabilidad visual. Problemas de salud Los problemas sanitarios y ambientales que con mayor frecuencia se presentan cuando se disponen los residuos sólidos en forma inadecuada son: problemas de salud en el personal de operación y en los cachureros o pepenadores (recolectores de material de desecho en forma clandestina), contaminación del agua, aire y suelo e infección de animales domésticos. La presencia de animales domésticos, silvestres y aves en los vertederos contribuyen a diseminar los desechos en una amplia área y a la propagación de enfermedades transmitidas por artrópodos (vectores mecánicos) como la mosca, pulga, etc. La contaminación del agua subterránea y de cursos superficiales que pueden atravesar los lugares de disposición incontrolada es en muchos casos irreversible, llegando a inutilizar pozos que se encuentran a grandes distancias del lugar.

Bibliografía Barber, C., 1979, Behaviour of wastes in landfills, Review of processes of decomposition of solid wastes with particular reference to microbiological changes and gas production, Water Research Centre, Stevenage Laboratory Report LR 1059, Stevenage, UK. Christensen, T.H., Kjeldsen, P., 1989, Basic biochemical processes in landfills, in: Sanitary Landfilling: Process, Technology and Environmental Impact, (Christensen, T.H.,Cossu, R., Stegmann, R. Eds.), Academic Press, London UK, pp. 29 - 49. Colomer, F.J., Gallardo, A. 2007. Tratamiento y Gestión de Residuos Sólidos. Ed. LIMUSA, México D.F. El País, 1978 (versión escrita diaria), 8 de agosto de 1978, El alcalde de Madrid inaugura el vertedero de Valdemingómez. Madrid. Heyer, K.U., Stegmann, R., 1998, landfill systems, sanitary landfilling of solid wastes, long-term problems with leachates. In: biotechnology, vol. 11a, wiley-vch verlag. Robles, F. 2008. Generación de biogás y lixiviados en los rellenos sanitarios. Ed. Publicaciones del IPN, México D.F. Speece, R.E., Parkin, G.F., Gallagher, D., 1983, Nickel stimulation of anaerobic digestion. Water Research 17 (6) 677-683. Tchobanoglous, G., Theisen, H., Vigil, S.A. 1998. Gestión Integral de Residuos Sólidos, Ed. McGraw-Hill, Madrid. Vaquero, I. 2004. Manual de Diseño y Construcción de Vertederos de Residuos Sólidos Urbanos. U.D.Proyectos, E.T.S.I.Minas - UPM. Madrid. pp. 360.

La biomasa residual de las plantaciones agrícolas como energía renovable La utilización de los residuos agrarios para bioenergía podría suponer un doble ingreso para los agricultores; por una parte por la venta de los productos alimentarios, por otra por la comercialización de los residuos. Para posibilitar la planificación de este sistema es necesario conocer la cantidad de residuos que se generan en las explotaciones a partir de mediciones sencillas y la estimación del coste de las diferentes posibilidades técnicas para su cosecha y transporte. En este artículo se presenta un esbozo de los trabajos realizados en el Departamento de Ingeniería Rural y Agroalimentaria de la Universidad Poltécnica de Valencia. Palabras clave: bioenergía, agroenergía, residuos, planificación territorial, logística

Borja Velázquez Martí Dr. Ingeniero Agrónomo Grupo de Mecanización y Tecnología Agrícola Departamento de Ingeniería Rural y Agrialimentaria Universidad Politécnica de Valencia Camino de Vera s/n 46022 Valencia borvemar@dmta.upv.es

La biomasa se define como cualquier materia de origen orgánico no fosilizada. En terminos generales, esta materia tiene múltiples usos y utilidades para los hombres, pues contituye la base de nuestra alimentación y es materia prima para gran número de industrias, tal como la farmacéutica, cosmética, textil, maderera, papelera o ciertos elementos de la contrucción. Asímismo, la biomasa puede suponer una fuente de energía, pues se puede transformar en sustancias combustibles denominadas biocombustibles. Es importante diferenciar estos dos términos pues en numerosos contextos se confunden creiendo que son sinónimos, cuando no lo son. Los biocombustibles son productos finales comercializables en el mercado energético obtenidos de la transformación física, química o microbiológica de la biomasa, que es su materia prima. Es indudable la existencia de numerosas fuentes de biomasa y tipos. Las fuentes más relevantes de enumeran en la tabla 1, extraída de la publicación de Velázquez (2006). Teniendo en cuenta la rápida regeneración de

los sistemas productores de biomasa, puede considerarse ésta como una fuente de energía renovable, por ser inagotable. Por otro lado, los residuos de la fabricación de biocombustibles, junto sus emisiones en la combustión, presenta contaminaciones menores a las derivadas de la fabricación y uso de los combustibles procedentes del petróleo o carbón. No obstante, hay que advertir que los residuos de la fabricación de biocombustibles no son inexistentes, más aún, presentan problemáticas relevantes en muchas ocasiones. Los biocombustibles obtenidos de la transformación de biomasa se pueden clasificar en pocos grupos según el proceso a los que la biomasa se ve sometida para su obtención. En la tabla 2, también extraída de Velázquez (2006), se muestran los 9 grupos de biocombustibles junto su biomasa origen, estado físisco, tipo de transformación que se precisa someter a la biomasa para su elaboración y su aplicación. Como se puede observar tres de los biocombustibles son sólidos, tres líquidos y tres gaseosos.

Los biocombustibles sólidos tienen su origen principalmente en madera, aunque pueden ser también huesos, cáscaras etc. Éstos se combustionan principalmente en caldera bien para obtener calor, absorbido por un fluido transportador, agua o aceite, o bien para la producción de vapor y su utilización en un ciclo de Rankine más o menos modificado para la obtención de energía eléctrica junto calor (cogeneración). Los biocombustibles líquidos y gaseosos también pueden ser empleados en calderas con las mismas aplicaciones que los sólidos, pero pueden ser utilizados como carburantes en motores de combustión interna, es decir, para el transporte. Es por ello que éstos se denominan biocarburantes, biofuel en inglés. La cadena del aprovechamiento de la biomasa como fuente de energía comprende tres etapas (Figura 1). La formación del Ingeniero Agrónomo, hace que sea un profesional capaz de ser líder en cualquiera de estas etapas, pero es el especialista idóneo en las dos primeras.

Fuente

Especie o procedencia

Cultivos energéticos: Son plantas especialmente cultivadas para su posterior transformación a biocombustibles

Agrícolas

cardo, sorgo, miscanto, girasol, soja, maíz, trigo, cebada remolacha, especies C4 agrícolas....

Forestales

chopos, sauces, eucaliptos, robinas, acacias, y especies C4 forestales...

Restos de cultivos agrícolas

Cultivos herbáceos

paja, restos de cereales, restos de cultivos hortícolas

Cultivos leñosos

poda o eliminación de plantaciones de olivo, vid, frutales de hueso y pepita, cítricos etc..

Restos de operaciones selvícolas

cortas finales, podas, claras, clareos, apertura de vías y pistas forestales, limpieza de monte para prevención de incendios, catástrofes forestales (incendios),

Restos de las industrias agroalimentarias

piel de frutos (cítricos), cáscaras (almendra, cacahuete...), huesos (aceituna), pulpa en industrias de zumo, etc..

Restos de industrias forestales

serrines y virutas, polvo de lijado, corteza, tacos y recortes

Restos de las explotaciones ganaderas

purines, cama animal, animales fallecidos

Productos o restos marinos

algas, conchas, etc..

Actividades humanas

residuos alimenticios, industriales

papel,

otros

residuos

Tabla 2. Fuentes de origen de la biomasa con destino energético

Es indudable el protagonismo que posee la agricultura como sistema de producción controlada de biomasa. Además el desarrollo del mercado de los biocombustibles supone una alternativa a la agricultura tradicional alimentaria cuando ésta no resulta totalmente competitiva, sustituyéndola por cultivos energéticos (Mulugetta, 2008). He de destacar el trabajo de investigación desarrollado en el Instituto Valenciano de Investigaciones Agrarias (IVIA, 2011) sobre la adaptación de distintos cultivos energéticos a las condiciones existentes en la Comunidad Valenciana. No obstante, es indiscutible la influencia de la proliferación de los cultivos energéticos en el mercado alimentario, siendo objeto de numerosos análisis económicos y sociales (Bantz y Deaton, 2006; Gui et al., 2008). Su efecto incide principalmente por la sustitución de superficie cultivada para alimentos y en consecuancia en la cantidad ofertada al mercado global, lo que puede influir en el precio de los mismos (Banse et al., 2008; Lamer et al., 2008). Ojo, no se pretende aquí demonizar

PRODUCCIÓN DE MATERIAS PRIMAS

los cultivos energéticos por ser causantes de los desajustes de la disponibilidad de alimentos en distintas zonas del mundo. Más bien, se incide en que es necesaria una adecuada ordenación del territorio y planificación de la producción alimentaria y agroenergética para evitar, en la medida de lo posible, las interferencias. Los cultivos energéticos realmente suponen una oportunidad para mantener la actividad agrícola en sistemas decadentes desde el punto de vista económico, no técnico. La necesidad de biocarburantes, como sustituyentes de los derivados del petróleo hace pensar que los cultivos energéticos oleaginosos y azucareros sufrirán una proliferación en todo el mundo. De los primeros se obtendrá biodiesel de los segundos bioetanol. La pregunta que suscita la promoción de estos cultivos energéticos es la siguiente; cuando el mercado de biomasa para biocombustibles esté generalizado y globalizado, ¿seremos competitivos en el área mediterránea en estos cultivos energéticos teniendo éstos los mismos condicio-

LOGÍSTICA

Figura 1. Estapas del aprovechamiento de la biomasa para uso energético

nantes que los cultivos alimentarios, en los que no somos competitivos? Los condicionantes a los que nos referimos son: deficiente estructura de la propiedad que impide una mecanización adecuada, excesivo precio de las materias primas y mano de obra, y climatología adversa en comparación a otras zonas del mundo con mayor pluviometría y mejor distribuida durante el año. Por ejemplo el rendimiento medio del colza para la producción de biodiesel en norte de España es de 2,80 t/ha, cuando la media de la Unión Europea es de 4,2 t/ha; o el girasol en secano en España tiene un rendimiento medio de 1 t/ha pero en Argentina esta cerca de los 2,3 t/ha. Por otra parte, cultivos tropicales oleaginosos que no pueden ser cultivados en Europa como la palma aceitera o la jatrofa curcas poseen rendimientos de 15 t/ha y 11,5 t/ ha respectivamente, siendo los costes de produción 1/3 respecto a los cultivos europeos y la tasa de aceite en la semilla para producir biodiesel es muy similar en todos estos cultivos, un 32% aroximadamente. Ante esto,

TRANSFORMACIÓN DE BIOMASA EN BIOCOMBUSTIBLES 19

Biomasa saca (kg árbol-1)

Biomasa húmeda (t ha-1)

media

Desviación típica

media

Desviación típica

Naranjos

8,524

3,360

4,680

1,751

Mandarinos

6,500

4,405

4,338

2,725

Olivos

22,130

7,611

4,406

3,320

Vid de vinificación en vaso

1,254

0,307

2,028

0,502

Vid de vinificación en espaldera

1,291

0,459

2,736

1,071

Uva de mesa en espaldera convencional

1,401

0,257

3,183

0,578

Una de mesa de espaldera alta (forma en Y)

3,276

0,454

5,461

0,757

Uva de mesa en parral

7,045

0,976

7,827

1,084

Almendro

8,424

4,855

1,057

0,602

Frutales de hueso

7,925

3,812

3,725

1,652

Tabla 3. Biomasa obtenida de operaciones de poda en frutales

habría que diferenciar dos tipos de biocombustibles, primero los líquidos que proceden de aceites y azúcares, obtenidos de semillas oleaginosas y amilaceas respectivamente, y segundo, los biocombustibles sólidos procedentes de residuos, de los cuales hay una amplia gama. Probablemente los países con mejor rendimiento (t/ ha) y producción más económica albergará también la industria de transformación para producción de biodiesel o bioetanol. Al hilo de lo anterior, tres aspectos son los que se deben considerar en la promoción de los biocombustibles: el primero la problemática energética, por la necesidad de reducir la dependencia del petróleo; el segundo el mediomabiental, por la necesidad de reducir las emisiones de CO2 que provocan el efecto invernadero y el sobrecalentamiento del planeta; y tercero la necesidad que tiene la agricultura de los países europeos, en general, por ser compe-

titiva en una economía globalizada. Los dos primeros aspectos, energético y medioambiental, son problemáticas globales de todo el planeta, y probablemente serán cubiertos con el esfuerzo internacional. Ahora bien, el tercer aspecto, la baja rentabilidad de la agricultura europea, y en concreto la española, es un problema localizado, de ámbito regional, y por tanto su solución dependerá de las soluciones locales y política regional. En este sentido, por los condicionantes anteriormente expuestos, cuando no seamos competitivos en la agricultura para biocarburantes (biodiesel y bioetanol) es necesario potenciar la gestión de residuos o los biocombustibles sólidos, aún procediendo de plantaciones energéticas. Los biocombustibles líquidos son facilmente trasportables, al igual que se hace con el petróleo; pero la biomasa procedente de residuos, generalmente sólidos no es apta para el trasporte, y ello hace que su gestión deba rea-

Tipo de organización

lizarse en la misma zona geográfica donde se producen. Esto no significa que la política de potenciación de la industria de transformación de biomasa para produción de biodiesel o bioetanol en nuestro territorio no sea adecuada para ocupar una posición ventajosa en el mercado, y ganar independencia energética; sólo que en el análisis de viabilidad habría que contemplar las anteriores consideraciones. Una gran cantidad de biomasa residual con posible uso energético puede ser extraída de la gestión de la agricultura mediterránea, especialmente en operaciones de poda, renovación de plantaciones o restos de cosecha. Actualmente estos residuos son amontonados y eliminados por quema o trituración en campo no consiguiendo ningún beneficio directo, más bien un coste en estas operaciones y suponiendo un factor de elevada peligrosidad de incendio en zonas cercanas a áreas forestales. La

Ecuación predictiva

Astilladoras móviles con alimentación manual previa alineación de residuos en calle

R2=0,68

Astilladoras móviles con alimentación con grúa de pinzas previa alineación de residuos en calle

R2=0,64

Astilladoras móviles con alimentación con cabezal pick up previa alineación de residuos en calle

R2=0,71

Astilladora transportables previa concentración

R2=0,77

Tabla 4. Estimación de tiempos de trabajo de astilladoras en la recogida de residuos de poda (Velázquez y Fernández, 2009b)

Figura 2. Selección de un cuadreante de la Hoya de Buñol cuyo valor es la biomasa disponible al año

utilización de esta biomasa adicional de la agricultura mediterránea como fuente de energía podría rentabilizar las operaciones de mantenimiento dentro de una gestión sostenible, y conseguir ingresos adicionales para los agricultores, que además de comercializar sus cosechas pueden obtener ingresos complementarios por los residuos generados en las explotaciones agrarias. Para el aprovechamiento de la biomasa residual leñosa procedente de la agricultura, y el consecuente aumento de la renta agraria, es necesario desarrollar la cadena expuesta en la figura 1 y evidentemente debe ser impulsada o favorecida desde las distintas administraciones. En mi opinión, debe comenzarse por crear una necesidad de materia prima, es decir, la creación de demanda de biocombustibles; por ejemplo, con ayudas a la instalación de calderas de biomasa (pélets o astillas) para calefacción en viviendas, o para miniplantas de cogeneración (energía eléctrica + calor) en industrias. Estas instalaciones precisarán de industrias de transformación y valorización de biomasa que puede obtenerse de resíduos leñosos agrícolas y forestales. Debe trabajarse en mi opi-

nión a escala pequeña, de forma que puedan abastacerse los transformadores de zonas muy concretas y con una planificación previa. La existencia de demanda implicará la implantación de sistemas de recogida o cosecha de residuos, bien mediante recursos propios o a través de empresas agraria de servicios. Esta fuente de biomasa no ha sido utilizada hasta ahora, debido a que presentan diferentes dificultades técnicas en su extracción, manipulación y transporte, así como por la carencia de suficiente información sobre la cantidad y aptitud de estos residuos. Desde hace varios años el Grupo de Mecanización y Tecnología Agraria del Departamento de Ingeniería Rural y Agroalimentaria de la Universidad Politécnica de Valencia ha estado trabajando en la gestión de estos residuos, principalmente en residuos forestales y de plantaciones de árboles frutales en cuatro aspectos: 1. Determinación de la cantidad de biomasa residual producida en operaciones de poda a partir de las características agronómicas de las diferentes plantaciones (especie en cultivo, tamaño de los árboles, edad, marco de plantación, producción de fruta, secano/regadío), obteniéndose ecua-

ciones de predicción que pueden ser implementadas a los inventarios agrícolas para conocer la distribución espacial de la biomasa potencial obtenible en una determinada zona. (Fenández 2010; Velázquez y Fernández 2010a; Velázquez y Fernández 2010b; Velázquez et al., 2010a; Velázquez et al., 2010b; Velázquez et al., 2010c; Velazquez et al., 2011a; Velazquez et al., 2011b). Con ello es posible la implementación de modelos logísticos como borvemar model y bioloco (Biomass logistics computer). 2. Análisis técnico, económico y energético de sistemas de cosecha de la biomasa (Velázquez y Fernández, 2009a; Velázquez y Fernández, 2009b; Velázquez et al., 2009; Velázquez y Fernández, 20010b). 3. Desarrollo de modelos logísticos para optimizar la recogida y abastecimiento de biomasa a centros de trasnformación, como borvemar model y bioloco (Biomass logistics computer). (Velázquez y Annevelink, 2009; Velázquez y Fernández, 2010c) 4. Caracterización de los residuos obtenidos tanto desde el punto de vista energético como industrial, determinando la aptitud de los materiales para distintos procesos (Callejón et al., 2011)

La biomasa residual tanto en (Ecuación 1) especies leñosas como en herbáceas es muy variable según especies, variedades, densidad de plantación o sistemas de cultivo, según la finalidad de la poda, edad de las plantaciones, tamaño de los árboles. Es por ello que masa residual generada. carga manual por operarios. Tras la hemos desarrollado modelos más o A continuación se exponen trituración, estas máquinas poseen menos complejos, pero con mucha los métodos existentes para la reco- un sistema continuo de descarga de precisión. En la tabla 3 presentamos gida de biomasa residual, y que he- forma que a medida que se va provalores medios de productividad de mos evaluado en cuanto a tiempos de duciendo la astilla se va depositando biomasa de los árboles frutales más trabajo, rendimiento y consumo de directamente en un contenedor de importantes. No obstante, la elevada combustible transporte independiente gracias a dispersión y la cantidad de factores a) Extracción con astillado mediante una impulsión neumática. Los conteinfluyentes hacen que recomendemos astilladoras transportables: Estas as- nedores son transportados a las planla aplicación de las ecuaciones pretilladoras son máquinas que van ge- tas energéticas a través de camiones. sentadas en las fuentes citadas en el neralmente montadas bastidores de Dado que el tractor que conpunto 1, para tener una buena precigrandes dimensiones por ser de ele- centra los residuos a los pies de la sión en la planificación local o zonal. vada potencia, traccionadas por trac- parcela realizará diferentes pilas se Como método simplificado tor agrícola o camiones que se sitúan paradas una distancia variable, la astise expone aquí la aplicación de los a los límites de la parcela o camino lladora se verá obligada a desplazarse coeficientes de potencialidad biomáanexo para realizar el astillado en po- distancias cortas durante el tiempo de sica gravimétrica y superficial. Estos sición fija previa concentración de los trabajo. coeficientes pueden ser aplicados a materiales a astillar debido a que no b) Astilladoras móviles: Estas astillacada parcela. Por tanto, la inventapueden maniobrar por plantaciones doras son capaces de desplazarse enriacón, base de la planificación, se de marco estrecho. La concentración tre las líneas de cultivos pudiéndose realiza a partir del catastro parcelario de los residuos en el camino o en lin- realizar la carga manual o mecanizacuando es conocida la producción y des de la parcela se puede realizar da en el punto donde se encuentran la superficie, datos que posee cualde forma manual o mecanizada. En los residuos. quier cooperativa o SAT. Los coefiparcelas de buena accesibilidad, baja Astilladoras de alimentación cientes de potencialidad  y  se calpendiente y superficie poco abrup- manual. Constan de una tolva donde culan a partir de las ecuaciones (1) y ta, un tractor agrícola con rastrillo o varios operarios van introduciendo (2). sarmientadora puede concentrar de los materiales mientras la máquina PB j = V j × l j PB j = S j × d j los residuos en pilas a los lados de la es arrastrada por un tractor agrícola a parcela en una zona de acopio o car- velocidades muy lentas. Los operarios (1) y (2) gadero. En caso de inaccenibilidad la recogerán de forma manual los resiconcentración debe hacerse manual. duos hilerados, abarcando una an PBj es la biomasa residual Estas astilladoras presentan chura variable. potencial €obtenida en un sistema bio- dos opciones en cuanto a sistemas Astilladoras de alimentación lógico de características j en t/año. Vj de alimentación, que influyen de- mecánica. Existen dos posibilidades; es la cantidad de recurso obtenido cisivamente en el rendimiento de la máquinas en que el material a astillar en un sistema productivo de caracmáquina: Carga mediante una grúa se recoge con grúa de pinzas propia terísticas j cada año (t de frutos/año cargadora con pinzas donde la pro- de la máquina; y máquinas con un eje en plantaciones frutales, ó, m3 de pia astilladora coloca los materiales de alzado de materiales que introdubiomasa maderable/año en un sisteen la plataforma de alimentación; o ce los mismos en una cámara de astima forestal).Vj es el coeficiente de potencialidad gravimétrica de producción de biomasa energética en un sistema de características j (toneladas de biomasa residual por cantidad de biomasa aprovechable de forma industrial, m3 madera en caso de sistemas forestales, toneladas de fruta en caso se sistemas agrícolas etc.). Sj es la superficie del sistema de ca el coeficiente de racterísticas j. es potencialidad superficial de producción de biomasa en una parcela de características j (t de biomasa residual/ha y operación). El subíndice j hace referencia a la especie dominante, edad, número de árboles por hectárea, diámetro medio de los árboles, altura media de la vegetación, determinada operación realizada en su gestión (poda, limFigura 3. Comprovación de la biomasa que existe en zonas con radio de 2 km Q= 50 t/año, R =2 pieza, renovación etc...) y tecnología km empleada en la extracción de la bio-

€

llado almacenando posteriormente el material en un depósito propio (cabezales pick up). c) Empacadoras: Son equipos de recogida de restos agrícolas o forestales que tienen como principio de funcionamiento la compactación de los materiales. De esta forma es posible optimizar el almacenamiento y transporte utilizando equipamiento agrícola convencional. Las empacadoras son máquinas autónomas que recogen los residuos bien directamente (como en el caso de los cereales, pero que se puede desarrollar también en leñosos) o previamente concentrados mediante un tractor (caso de algunos sistemas de extracción de residuos leñosos). La alimentación de las empacadoras de residuos leñosos se realiza a través de una pinza adaptada propia de la máquina que deposita los materiales en el dispositivo de compresión donde tras el aumento de la densidad los materiales quedan ligados mediante una cuerda plástica o metálica formando pacas de forma cilíndrica o prismática. Las pacas formadas son dispuestas mediante la grúa de pinzas en pilas hasta la espera de un camión de transporte convencional. Los materiales transportados al llegar a la planta de transformación pueden ser almacenados en una zona de recepción al aire libre a la espera de que se necesite material combustible para las calderas de generación energética. Entonces las pacas deben ser previamente astilladas en máquinas estáticas, astilladoras instaladas en las plantas de transformación de forma permanente. Estas astilladoras son empleadas habitualmente para triturar los restos residuales de la producción industrial pero pueden también ser utilizadas para la trituración de residuos cuando son extraídos del campo mediante empacado. Los tiempos de trabajo empleados en las distintas opciones de organización guardan una relación lineal con la cantidad de biomasa existente en la parcela. Como orientación ofrecemos las ecuaciones de la tabla 4, donde T viene expresado en h de trabajo efectivo por hectárea y B es la biomasa existente en la parcela en t/ha. Como se puede observar existe alta dispersión por el número de factores que pueden influir en este tiempo de trabajo, como anchura de las calles, espacio para el giro de la máquina, tipo de cultivo etc. El procedimiento para la planificación consistirá en calcular la biomasa residual producida a partir de las ecuaciones de cuantificación (punto 1) y posteriormente aplicar las

ecuaciones de la tabla 4. A partir de las cuantificaciones de biomasa realizadas, y mediante los análisis espaciales de distribución se pueden sistematizar modelos de decisión para optimizar los sistemas de cosecha de biomasa residual, su distribución a puntos de almacenamiento o suministro y transporte. En esta fase de trabajo es donde se pueden explotar todas las posibilidades de los Sistemas de Información Geográfica, o sistemas que, basándose en el empleo de información geográfica como base de partida, permiten el desarrollo de aplicaciones que requieren de diferentes tipos de información alfanumérica. En estos sistemas se pueden integrar datos cartográficos y/o espaciales de diversas fuentes como pueden ser bases cartográficas oficiales como las de Catastro u otros organismos que las distribuyen vía servicios WMS. Su integración con imágenes de satélite en formato raster o nubes de puntos provenientes de LIDAR aéreo€permitiría enfocar el objetivo global de esta fase hacia la definición de modelos logísticos que optimicen la recolección y distribución de biomasa o fruta a puntos especialmente destinados a ello. Las ecuaciones de regresión para la predicción de la biomasa producida en los cultivos en función de los factores influyentes permiten realizar inventarios de la biomasa disponible en una determinada zona a partir del catastro parcelario y de las características agrónomicas de los distintos cultivos existentes. Así a partir de estos datos básicos podrán aplicarse modelos logísticos como el modelo Borvemar, desarrollado por Velázquez y Annevelink (2009). Este modelo permite localizar puntos de concentración de biomasa para su distribución a partir mapas digitales SIG. Este algoritmo se basa en buscar puntos en los que la biomasa contenida en un radio determinado supere una cantidad mínima con coste mínimo. Tras la obtención de los puntos de concentración es aplicable el modelo Bioloco (Biomass Logistics Computer Optimization) desarollado por Annevelink y de Mol, (2007), y Diekema, et al., (2005). Este algoritmo establece un modelo logístico basado en grafos donde existen nodos origen (fuentes de biomasa) y nodos destinos (plantas de transformación de biomasa), conectados por arcos que representan costes o distancias. Este modelo calcula los nodos óptimos de los cuales se deben abastecer los nodos destinos en un momento dado teniendo en cuenta la estacionalidad de las fuen-

tes. Bioloco model se sirve del Borvemar model para la determinación de los nodos para después seleccionar cuales de ellos son los óptimos en cada momento. Los pasos de cada iteriación para la aplicación del modelo Borvemar se exponen a continuación (Velázquez y Anevelink, 2009). Paso 1. Cada pixel (aij) de un mapa raster se comprueba para encontrar los que tienen un tipo específico de biomasa disponible en una cantidad mayor que un determinada valor Q dentro de un radio R (por ejemplo, R = 2 km). Es decir D(aij , amn ) < R n,m

∑ m(a ,a ij

)> Q

i, j

t de biomasa Paso 2. Los cuadrantes, que cuentan con las condiciones anteriores, se seleccionan. Paso 3. Para cada cuadrante aij seleccionado, se calcula el coste de cosechar y transportar toda la biomasa disponible desde todos los amn a aij, tal que D(aij ,amn) < R. El coste se obtiene por la ecuación (ecuación 1). Donde CFi es el coste fijo de los medios de transporte (€/viaje). Incluye el coste del operador durante el tiempo de carga (3-4 horas); CV es el coste variable del transporte (€/km). Se incluye el consumo de combustible y el operador; CT es la capacidad de los medios de transporte (p.e. 5 t/ viaje). El parámetro rmnb es el porcentaje de biomasa que hay en el pixel amn del tipo b. El vector son los costes de cosecha de biomasa de cada tipo.  H = ( H a , H b ,......, H z ) El producto * es el coste de coseche de toda la biomasa en el cuadeante amn.   *H ×r

  ij H ×rij = H a ×rija + H b rijb + ...... + H z rijz

Paso 4. Todos los elementos aij son ordenados de acuerdo al coste. El aij con menor coste es selecionado. En las figuras 2, 3 y 4 se muestra la primera iteración del modelo Borvemar aplicado a una zona de la Hoya de Buñol (Valencia) con píxeles de tamaño de 1km x 1km. Para aplicar la segunda iteración se partiría de las cuadrículas de la figura 6, a la que se le aplicarían los pasos del 1 al 4. Tras 4 iteracio-

nes no existen zonas que cumplan las condiciones establecida de biomasa mínima en el radio especificado, y por tanto concluiría el proceso de cálculo. En la figura 7 se muestran las subareas seleccionadas para la cuadrícula de partida. En la figura 8 se muestran los puntos seleccionados en la comarca de la Hoya de Buñol para una biomasa mínima de 1000 t en un radio de 6 km. El primer punto de concentración seleccionado por tener el menor coste en su área de influencia (R=2 km) queda representado en la figura 5 Para aplicar la segunda iteración se partiría de las cuadrículas de la figura 6, a la que se le aplicarían los pasos del 1 al 4. Tras 4 iteraciones no existen zonas que cumplan las condiciones establecida de biomasa mínima en el radio especificado, y por tanto concluiría el proceso de cálculo. En la figura 7 se muestran las subareas seleccionadas para la cuadrícula de partida. En la figura 8 se muestran los puntos seleccionados en la comarca de la Hoya de Buñol para una biomasa mínima de 1000 t en un radio de 6 km.

Figura 5. Subárea A1 obtenida d ela aplicación de la iteración 1

Figura 4. Cuantificación de la biomasa en cada zona y aplicación de la ecuación de costes

9,46 2,69 7,70 3,09 4,49 7,21 6,89 2,85 9,81 6,19 5,90 8,13 6,66 9,88 3,05 9,29 3,47 0,21 2,92 8,14 1,75 8,90 6,32 6,15 9,78 1,62 1,96 4,70 4,42 7,94 2,31 0,61 1,32 1,74 3,71 1,40 1,55 4,50 2,68 6,77 2,72 8,55 3,59 1,10 2,04 8,66

0,10 0,18 4,65 1,58 3,31

5,99 0,25 1,62 3,18

0,83 9,56 6,95 4,13 8,38

3,92 0,68 1,83 5,42 4,36 1,89

0,46 1,29 9,93 1,47 5,54 -

5,48

1,12 3,05

7,32 9,98 7,01

4,52 5,16 5,23 5,67 6,45 4,99 1,39 0,04 1,31 3,87 Figure 6. Available biomass in each quadrant 1 km x 1 km for doing the iteration 2

Figure 7. Subarea A1 obtenida de la iteración 1; subarea A2 obtenida de la iteración 2; subarea A3 obtenida de la iteración 3, y subarea A4 obtenida de la iteración 4.

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Figura 8. Puntos seleccionados en la comarca de la Hoya de Buñol junto sus zonas de influencia para una biomasa mínima de 1000 t y radio de 6 km.

Cultivos energéticos agrícolas y forestales Restos de operaciones selvícolas Restos de las industrias forestales Residuos urbanos

Azúcares procedentes de cultivos como la caña Química de azúcar o remolacha Almidón obtenido de diversas especies vegetales entre las que destaca patata, maíz y demás cereales Almidón obtenido de materiales lignocelulósicos (maderas)

Cualquier aceite de origen vegetal, principalmente de cultivos oleaginosos: colza, el girasol y el cacahuete… Aceites vegetales residuales de freiduría, o de procesos industriales

Residuos leñosos, paja de cereales (arroz, trigo..), Química y Pirólisis (calentamiento instantáneo Calderas para la obtención de calor tallos de maíz, mazorca de maíz. física de la biomasa a temperaturas entre Como carburante de motores 400-450ºC y posterior enfriamiento En turbinas para energía eléctrica. rápido)

Sólido

Líquido

Gaseoso

Pélets y briquetas

Bioetanol y biometanol

Metiléster y dimetiléster

Aceites piroleñosos

Biogás

Gas obtenido por gasificación

Biohidrógeno

Biomasa con gran contenido en agua o alcoholes Química

Residuos leñosos, paja de cereales (arroz, trigo..), Química tallos de maíz, mazorca de maíz.

Residuos ganaderos (purines) Química fangos aguas residuales, residuos sólidos urbanos, residuos agrícolas, residuos orgánicos industriales, como de la industria del aceite, vino o de zumos

Física y química

Física

Cultivos energéticos forestales Física Cultivos energéticos de especies leñosas Restos de operaciones selvícolas Recortes y tacos procedentes de las industrias forestales

Directamente como carburantes de motores de encendido provocado Como aditivo mezclándose con gasolina en una proporción comprendida entre el 10 y 20 %. En síntesis de biocarburantes de mayor calidad: ETBE, MTBE

Combustión directa en calderas

Combustión directa en calderas Formación de pélets y briquetas

Hidrólisis

Oxidación parcial de la biomasa a alta temperatura (1400ºC) sin combustión, obteniendo hidrógeno e hidrocarburos (metano)

Fermentación anaerobia de origen microbiológico, obteniendo principalmente metano, nitrógeno, amoniaco e hidrógeno.

Carburante

Combustión directa en calderas Como carburantes de motor En turbinas para energía eléctrica Producción de otros líquidos o gases combustibles de síntesis

Combustión directa en calderas Como carburante de motor

Prensado de semillas Directamente como carburantes Transesterificación de aceites con de motores de encendido por metanol o etanol, obteniendo el éster combustión (biodiesel) correspondiente junto con glicerina

Fermentación de azúcares Destilación

Trituración Secado Compactación

Fragmentación Carbonización

Combustión directa en calderas Formación de carbón vegetal Formación de pélets y briquetas

Sólido

Fragmentación

Carbón vegetal

Cultivos energéticos forestales Física Cultivos energéticos de especies leñosas Restos de operaciones selvícolas Recortes y tacos procedentes de las industrias forestales

Utilización

Sólido

Tipo y proceso de transformación

Leñas y astillas

Biomasa de origen

Estado Físico

Biocombustibles

Valoración energética de purines mediante co-digestión anaerobia con subproductos agrícolas RESUMEN: La elevada concentración porcina en determinadas zonas de la Comunidad Valenciana, provoca que no exista suficiente superficie agrícola en las inmediaciones de las explotaciones, para la aplicación del purín a campo. En este marco, existen numerosos tratamientos aplicables a los purines de cerdo, entre los que la digestión anaerobia constituye una alternativa viable e interesante, desde el punto de vista ambiental y económico. Además, el tratamiento conjunto de purines y subproductos agrícolas mediante co-digestión anaerobia constituye una alternativa sostenible de uso y aprovechamiento de ambos subproductos. Palabras clave: biodegradabilidad, metano, deyecciones ganaderas, subproductos agrícolas

Antonio G. Torres Salvador

Ingeniera Agrónoma Investigadora del Instituto de Ciencia y Tecnología Animal moset_ver@gva.es

María Cambra López

Pablo Ferrer Riera

Doctora Ingeniera Agrónoma Investigadora del Instituto de Ciencia y Tecnología Animal macamlo@upvnet.upv.es

Situación del sector porcino en la Comunidad Valenciana. Problemática de los Purines La producción porcina en España representa el 47% de la producción ganadera total, porcentaje muy superior al resto de especies (MARM, 2010). A nivel de la Comunidad Valenciana, según datos del censo de 2010 existen alrededor de un millón de cerdos, de los que cerca de 600 mil animales se destinan a cebo y unos 90 mil son cerdas reproductoras. El censo porcino en la Comunidad Valenciana representa en torno al 5% del total nacional. En cuanto a la distribución 28

Verónica Moset Hernández

Doctor Ingeniero Agrónomo Catedrático de Universidad atorres@dca.upv.es

geográfica del censo en la Comunidad Valenciana, la cabaña porcina se localiza principalmente en las provincias de Castellón y Valencia. Dentro de la provincia de Castellón, la mayor concentración de explotaciones de porcino se localiza en las comarcas de Els Ports, Bajo Maestrazgo y la Plana Alta. En el caso de la provincia de Valencia, las comarcas con mayor número de explotaciones son los Serranos, el Camp del Turia y la Plana Utiel. Esta concentración de las explotaciones, es consecuencia del proceso de especialización e intensificación que ha experimentado la ganadería durante las últimas décadas,

Ingeniero Agrónomo Investigador del Instituto de Ciencia y Tecnología Animal pabferri@upvnet.upv.es

que ha provocado un transformación de las explotaciones familiares a explotaciones ganaderas de tipo industrial, de gran tamaño y altamente mecanizadas, normalmente no asociadas a una base territorial En la Comunidad Valenciana, el tratamiento de los purines más empleado consiste en un almacenamiento en balsa, precedido en algunos casos de una separación sólido-líquido, y una posterior aplicación a campo. No obstante, esta práctica presenta grandes problemas para el ganadero, ya que, en las proximidades de las explotaciones no existe suficiente superficie agrícola para la aplicación de los purines a campo. Además, se

ha generado por parte de los agricultores, cierto rechazo a la aplicación de los purines como fertilizantes, debido a la heterogeneidad en su composición, lo que dificulta el cálculo de las dosis de aplicación, además del rechazo social por problemas de olores y las connotaciones negativas que entraña su uso para el público en general. En este marco, la gestión tradicional de las deyecciones porcinas, basada en la aplicación como fertilizante en campo, resulta muy complicada en las zonas con mayor concentración de explotaciones en la Comunidad Valenciana. De hecho, existen comarcas del interior de Castellón donde se superan las 7,5 toneladas de estiércoles y purines aplicados a campo por hectárea y año (Estellés et al., 2007). Esto puede tener un impacto negativo sobre los suelos, acuíferos y atmósfera, como consecuencia de la excesiva acumulación de nutrientes en los suelos y en las aguas y la emisión de gases de efecto invernadero y amoniaco a la atmósfera. Como alternativa a la aplicación a campo de los purines en las zonas excedentarias, se plantea el transporte y/o tratamiento de las deyecciones, para su posterior aplicación en otras zonas agrícolas. El objetivo final de cualquier tratamiento es la mejora de las posibilidades de gestión del producto o de los productos resultantes, así como la valorización de los mismos. La realización o no de un tratamiento así como la elección del mismo debe depender de la zona geográfica, de la calidad y la valorización del producto final obtenido, y de los costes económicos asociados. Una alternativa de tratamiento: digestión anaeróbia En este contexto, existen numerosos tratamientos aplicables a los purines de cerdo, entre los que la digestión anaerobia constituye una al-

ternativa viable e interesante, desde el punto de vista ambiental y económico. La digestión anaerobia es un proceso biológico que tiene lugar en ausencia de oxígeno, en el cual, parte de la materia orgánica se transforma, por la acción de los microorganismos, en compuestos más sencillos. Estos compuestos son transformados a su vez en ácidos grasos volátiles (AGV), principales intermediarios y moduladores del proceso. Los AGV son consumidos por las arqueas metanogénicas que producen biogás, gas compuesto por metano (CH4) y dióxido de carbono (CO2) principalmente, con cantidades menores de nitrógeno gas, amoniaco, hidrógeno gas y sulfuro de hidrógeno (normalmente menos del 1% del volumen total de gas). Además de estos gases se produce un efluente denominado digestato. En la Figura 1, se muestra el diagrama del proceso de digestión anaerobia. Entre los distintos beneficios que aporta el tratamiento de las deyecciones ganaderas mediante la digestión anaerobia hay que destacar: •Reducción de malos olores •Mineralización parcial de la materia orgánica (carbono y nitrógeno) •Obtención de energía renovable alternativa a los combustibles fósiles Co-digestión de subproductos agrícolas y ganaderos La digestión anaerobia de estiércoles y purines produce cantidades de biogás relativamente bajas debido por un lado, a la gran cantidad de agua que poseen, que provoca una dilución de la materia orgánica; y por otro, debido a la baja biodegradabilidad de los sólidos como consecuencia del elevado contenido de materia orgánica lentamente biodegradable presente, como la lignina. Por ello, muchos autores consideran que la co-digestión anaerobia de subproductos ganaderos y residuos orgánicos en sistemas de mezcla completa, es una estrategia

indispensable si se quiere obtener un rendimiento económico elevado del proceso (Campos, 2001). La co-digestión anaerobia consiste en el tratamiento conjunto de diferentes residuos orgánicos con el objetivo de: 1. Aprovechar la complementariedad de las composiciones y compensar las carencias de cada uno de los sustratos por separado, para optimizar el proceso. 2. Compartir instalaciones de tratamiento para reducir los costes de inversión y explotación. 3. Unificar metodologías de gestión que amortigüen las variaciones temporales en composición y producción de cada residuo por separado. Se han realizado muchos experimentos de co-digestión mezclando diferentes tipos de sustratos, confirmando las hipótesis de una mayor potencial de biodegradabilidad de los sustratos en combinación. Los sustratos más empleados en la bibliografía han sido subproductos agrícolas y fangos de depuradora, aunque existen otros subproductos agroindustriales como residuos de la producción de aceite de oliva o lactosueros. En todos los casos se trata de aprovechar los subproductos disponibles más cercanos a las zonas de producción de purines. Sustratos agrícolas susceptibles de co-digestión en la Comunidad Valenciana Se ha estimado que en 2003 los subproductos orgánicos procedentes de la agricultura en España ascendieron a 27 millones de toneladas. Tales subproductos se corresponden con las fracciones de los cultivos que no constituyen la cosecha propiamente dicha, o parte de la misma que no cumple con los requisitos de calidad o calibre mínimos para ser comercializados. Si no se gestionan adecuadamente, éstos pueden suponer un riesgo ambiental y de salud pública debido al elevado contenido

Figura 1. Diagrama del proceso de digestión anaerobia. Fuente: Autores (2011).

en humedad y materia orgánica que presentan. Actualmente, en la Comunidad Valenciana existen cerca de 750.000 hectáreas de superficie agrícola utilizada, de las que 620.000 hectáreas son tierras labradas; el resto se emplea para pastos. Se estima que la producción actual anual de subproductos hortofrutícolas en nuestra comunidad es de 325.000 toneladas, registrándose principalmente en la provincia de Valencia (51% del total). Por tanto, en la Comunidad Valenciana se generan una gran cantidad de subproductos agrícolas. La co-digestión anaerobia de estos subproductos agrícolas con sustratos de origen animal como los purines, puede suponer una buena alternativa para valorizarlos. Los subproductos hortofrutícolas de destrío tienen un gran potencial para la de co-digestión por su composición, puesto que poseen una gran cantidad de carbohidratos fácilmente biodegradables y, escaso contenido en proteínas y agua, aumentando la relación carbono: nitrógeno de los purines. Además, parte de los subproductos agrícolas generados no son absorbidos por el sector de la alimentación animal, la biomasa o el compostaje, destino habitual de los destríos y retiradas agrícolas. En este contexto, el Instituto de Ciencia y tecnología Animal (ICTA) perteneciente la Universitat Politècnica de Valéncia (UPV) en colaboración con el Centro de Investigación y Tecnología Animal (CITA), llevó a cabo un estudio sobre los posibles co-sustratos de origen agrícola aptos para co-digestión anaerobia con purines. Se evaluaron todos los subproductos agrícolas producidos en la Comunidad Valenciana, con criterios de disponibilidad a lo largo de todo el año en cantidad suficiente, que no tuviesen otros usos como los descritos anteriormente y supusiese una buena mezcla para co-digestión. Los subproductos agrícolas seleccionados para llevar a cabo ensayos preliminares en co-digestión anaerobia con purines fueron el tomate, el pimiento, el caqui y el melocotón.

Cómo realizar las mezclas para codigestión A pesar de los buenos resultados recogidos en la bibliografía, al mezclar diferentes tipos de sustratos, se corre el riesgo de introducir sustancias tóxicas o inhibidoras para el proceso de digestión anaerobia. Por ello, es preciso determinar previamente, la

Figura 2. Producción acumulada de metano para: (A) Tomate, (B) Pimiento, (C) Caqui. (D) Melocotón y purín de cerdo siendo L1, L2, L3 los grados de inclusion empleados (15, 30 y 50%) y purín de cerdo (PC), tomate (T), pimiento (P), caqui (C), melocotón (M), inóculo (I).

viabilidad de las mezclas, así como la proporción adecuada de cada sustrato (Campos, 2001). Este es un aspecto clave, ya que la elevada inclusión de un determinado sustrato puede producir inhibiciones debido al exceso de materia orgánica o a la presencia de compuestos tóxicos asociados a dicho sustrato. El proceso a seguir en la búsqueda de combinaciones y la optimización del tratamiento anaerobio de un sustrato se puede resumir en las siguientes fases (Angelidaki y Sanders, 2004): • Caracterización química y fisicoquímica del sustrato a digerir. Mediante análisis de laboratorio se determinan los distintos parámetros. • Determinación del potencial de biodegradabilidad y la toxicidad de ese sustrato ante un inóculo dado. • Ensayo de biodegradabilidad en continuo y/o ensayos en continuo a escala laboratorio. • Ensayos en planta piloto El potencial bioquímico de metano o el potencial de biodegradabilidad, se define como la transformación de un compuesto por la acción de los microorganismos anaerobios en CO2, CH4, sales minerales y nuevos constituyentes celulares microbianos (biomasa). Los ensayos de biodegradabilidad permiten obtener una aproximación al comportamiento que ofrecería la co-digestión anaerobia de determinados sustratos, con la ventaja de tiempo y sencillez que ofrecen los ensayos in vitro. De este modo, permiten evaluar de forma simultánea la viabilidad de un gran número de mezclas para co-digestión, ya que normalmente se realizan en viales de 120-1000 mL de capacidad. Una vez obtenidos los resultados de los ensayos de biodegradabilidad, el siguiente paso consiste en el ensayo en continuo de aquellas mezclas que poseen mayores potenciales. Mediante los ensayos en continuo, podemos simular las condiciones que tienen lugar en los digestores que se emplean habitualmente para el tratamiento de estiércoles y purines, y de este modo, ajustar los parámetros de funcionamiento del digestor. El último paso antes de la implantación del proceso de co-digestión en plantas de biogás comerciales, consiste en la realización de ensayos en planta piloto, con objeto de simular las condiciones reales de funcionamiento. Esta etapa supone la optimización del proceso, teniendo en cuenta los condicionantes de gestión y planificación de los sustratos, biogás generado, producción de energía,

aprovechamiento de calor, etc. que implican la co-digestión anaerobia a gran escala. Ensayos de co-digestión anaerobia en la UPV Ensayos de biodegradabilidad Siguiendo la metodología descrita en la norma UNE-EN ISO 11734:1999, se ha llevado a cabo un ensayo de biodegradabilidad de purines de cerdo y subproductos agrícolas. Como se ha comentado anteriormente, se seleccionaron subproductos de destrío típicos de la Comunidad Valenciana (tomate, pimiento, caqui y melocotón) y se valoró la viabilidad del proceso de co-digestión anaerobia con purines de cerdo. Cada uno de los co-sustratos agrícolas se ensayó a tres niveles de inclusión, en base al porcentaje de Sólidos Volátiles (SV) procedente del sustrato agrícola. Para realizar el ensayo se emplearon viales de vidrio de 120 mL, cerrados herméticamente mediante séptums de butilo y cápsula de aluminio. La monitorización de las presiones a lo largo del tiempo permitió la determinación de la producción acumulada de biogás (CH4 y CO2). Los datos experimentales obtenidos de producción de metano variaron desde 226,65 mLCH4 g/SV añadido, obtenido con la co-digestión de purines de cerdo y caqui con el nivel de inclusión 2 (30% en SV), hasta los 343,46 mLCH4 g/SV añadido, producido por la mezcla de purines de cerdo y pimiento al nivel de inclusión 3 (50% en SV), observándose mayores potenciales de biodegradabilidad en mL de CH4/g SV añadido conforme aumenta el nivel de inclusión del sustrato agrícola. Así mismo, se obtuvo una mayor producción de CH4 con las mezclas compuestas por destríos de hortícolas respecto a las mezclas con co-sustratos procedentes de frutales. En cuanto al tipo de subproducto agrícola empleado, el pimiento produjo mayores potenciales de producción de metano, seguido del tomate, el melocotón y por último el caqui, tal y como se muestra en la Figura 2. La mezcla que mayor potencial de producción de metano produjo fue la co-digestión de purines de cerdo y pimiento al nivel de inclusión 3, obteniéndose un 44% más de metano que con la digestión única de purín de cerdo. Digestores anaerobios a escala laboratorio Una vez obtenidos los primeros resultados mediante los ensayos

de biodegradabilidad, el siguiente paso a la hora de evaluar mezclas de sustratos para co-digestión anaerobia es la realización de ensayos en continuo. Con este objetivo, el ICTA de la UPV junto con el CITA, diseñó unos digestores anaerobios para la realización de ensayos en continuo a escala de laboratorio de 6L de capacidad (200 mm de diámetro y 250 mm de longitud). Los digestores, fabricados en metacrilato, se dotaron de tapa con taladro central para el paso de la pala de agitación, y tres entradas herméticas para sondas, junta tórica y palomillas para cierre. Así mismo, se incluyó una válvula de desagüe en la base de los mismos. Para la agitación se emplearon motores de agitación Heidolph RZR1 77W, con regulación mecánica de la velocidad de agitación entre 352200 rpm. Capaces de trabajar con líquidos con una viscosidad máxima de 15000 mpa.s y volúmenes de hasta 20 L. Con objeto de mantener los digestores a la temperatura deseada, se introdujeron en baños termostatizados. Fabricados en acero inoxidable AISI 304, con regulación de la temperatura por microprocesador con regulación electrónica digital. En la Figura 3, se muestra una imagen de los digestores tras el montaje, con los distintos componentes señalados. La puesta a punto se realizó con purines de cerdo e inóculo procedente de un digestor anaerobio de la EDAR de Sagunto. Los digestores trabajaron en régimen mesofílico (35±2ºC) con agitación discontinua (35rpm durante intervalos de diez minutos cada veinte minutos). En cuanto al tiempo de retención, durante la primera semana fue de 90 días (390 mL a la semana, suponiendo un volumen de 5L) para favorecer la adaptación de las bacterias al sustrato, disminuyéndolo en diez días cada semana hasta llegar a 30 días (1,16 L semana, suponiendo un caudal de 5L). Los resultados obtenidos en los ensayos realizados muestran que los digestores anaerobios diseñados son útiles para realizar ensayos de digestión anaerobia en cualquier rango de temperatura. Estos digestores poseen un mecanismo de agitación variable que permite evaluar distintas velocidades y tiempos de agitación, así como un sistema versátil que permite trabajar tanto en continuo como en discontinuo. Sin embargo los valores de producción de metano obtenidos fueron más bajos de lo esperado. Uno de los parámetros más importantes

en la puesta a punto del proceso de digestión anaerobia es la adaptación del inóculo. En este trabajo el inóculo utilizado no se adaptó al sustrato, puesto que tanto la producción de biogás como la concentración de metano del mismo resultaron superiores en los digestores sin adición de inóculo. Aun así, tanto la disminución en la concentración de AGV del digestato como la producción de metano demostraron que son necesarias al menos tres semanas para la aparición de bacterias metanogénicas en los digestores anaerobios. Estos resultados corroboran la importancia del empleo de un inóculo adaptado al sustrato a digerir durante la puesta a punto de digestores anaerobios de deyecciones ganaderas.

Líneas futuras

Bibliografía

A partir de los resultados de este trabajo se plantean unas líneas de investigación futuras para la optimización de la co-digestión anaerobia de purines de cerdo y restos hortofrutícolas producidos en la Comunidad Valenciana: • Adaptación del inóculo a los purines de cerdo en los digestores en continuo a escala laboratorio. • Evaluación de la co-digestión de purines de cerdo con pimiento, tomate y melocotón por separado, en continuo, a escala laboratorio empleando las combinaciones que mayores potenciales generaron en los ensayos in vitro.

Angelidaki, I.; Sanders, W.(2004). Assessment of the anaerobic biodegradability of macropollutants. Reviews in Environmental Science and Biotechnology.Vol. 3, pag.117-129. Campos, E.(2001). Optimización de la digestión anaerobia de purines de cerdo mediante codigestión con residuos orgánicos de la industria alimentaria. Universitat de Lleida. Estellés, F., Moset, V., Gallego, A., Lázaro, M., Torres, A. (2007). análisis espacila de la producción de estiércoles y purines en la Comunidad Valenciana. IV Congreso nacional de Agroingeniería. Albacete, 4-6 de septiembre de 2007. MARM (2010). Anuario de estadística 2009. Ministerio de Medio Ambiente y Medio Rural y Marino. Madrid UNE (1999). UNE-EN ISO 11734. Calidad del agua: Evaluación de la biodegradabilidad anaerobia “final” de los compuestos orgánicos con lodos en digestión. Método por medida de la producción de biogás.

Figura 3. Digestores tras el montaje. Fuente: Autores (2011).

Introducción al biogás agroindustrial España es uno de los países líderes del sector agroalimentario en la UE, y dispone de casi 50 millones de toneladas de residuos orgánicos para producir biogás según se ha estimado en el proyecto PSE PROBIOGAS. La problemática medioambiental asociada a los residuos ganaderos (emisiones de gases de efecto invernadero,...), así como los crecientes costes de gestión de los residuos orgánicos para las industrias alimentarias, han despertado el interés por esta alternativa. Palabras clave: biogás, ganadería, medioambiente

Andrés Pascual Vidal Ingeniero Agrónomo Jefe Dpto. Calidad y Medio Ambiente Ainia Centro Tecnológico apascual@ainia.es

han despertado el interés por esta alternativa. El Plan de Biodigestión de Purines impulsada por el MARM, con ayudas a la inversión, debería servir de incentivo adicional a las tarifas reguladas a la producción de esta energía renovable. Ainia centro tecnológico tiene una destacada línea de investigación en este campo desde 2001 y está apoyando el desarrollo de muchos proyectos en toda España. Para ello dispone de un equipo altamente cualificado de profesionales y unas infraestructuras piloto punteras a nivel europeo.

Introducción La producción de biogás agroindustrial en España es todavía incipiente. Sin embargo, las perspectivas de crecimiento son elevadas de acuerdo con los objetivos que han sido avanzados en el borrador del Plan de Energías Renovables 20112020. Se prevén instalar 400MWe de biogás a final de este periodo (actualmente hay 177MWe), con un crecimiento destacado del agroindustrial frente al biogás de vertedero, predominante hasta ahora. Ello supondría la construcción de aproximadamente 400 plantas de un tamaño medio de 500kWe. España es uno de los países líderes del sector agroalimentario en la UE, y dispone de casi 50 millones de toneladas de residuos orgánicos para producir biogás según se ha estimado en el proyecto PSE PROBIOGAS. La problemática medioambiental asociada a los residuos ganaderos (emisiones de gases de efecto invernadero,...), así como los crecientes costes de gestión de los residuos orgánicos para las industrias alimentarias,

El biogás

Vista del digestor mezcla completa con el motor en el frente (500kWe) y vista general de las instalaciones de la Granja San Ramón en Campo Arcís (Paterna-Valencia).

La digestión anaerobia o biometanización es un proceso biológico que ocurre en ausencia de oxígeno, en el cual la materia orgánica compleja se descompone por la acción de varios grupos de microorganismos, dando como resultado dos productos principales: el biogás y el digestato. La composición del biogás varía según el origen de los materiales orgánicos biodegradados entre otros

factores. Los rangos habituales son: 50-70% CH4, 30-50% CO2, y por debajo de un 1% de H2, N2 y H2S. Este último puede oscilar entre 505000 ppm. El poder calorífico del biogás depende del contenido en metano del mismo, que es el componente que le aporta el valor energético. El poder calorífico del metano es de 9,45 kWh/m3, por lo que el poder calorífico del biogás puede calcularse con este valor y el porcentaje de metano del biogás. En comparación con otros combustibles, 1 m3 de biogás equivale a 0,6 L de gasóleo o 1,5 kg de carbón. Existen cuatro tipos de biogás en función de su origen. El biogás captado en el vertedero procedente de la degradación de la fracción orgánica de las basuras almacenadas en el subsuelo, el obtenido en las estaciones de depuración de aguas residuales urbanas a partir de lodos, el biogás obtenido a partir de la fracción orgánica de las basuras municipales fermentada en digestores, y por último, el biogás agroindustrial obtenido a partir de residuos y subproductos orgánicos generados a lo largo de toda la cadena agroalimentaria. Como se ha indicado anteriormente, el presente artículo se centra en el biogás agroindustrial. Usos del biogás Una de las ventajas más importantes del biogás como producto energético es su versatilidad, es decir, las múltiples posibilidades de uso. El aprovechamiento más sencillo es quemarlo en calderas para la producción de calor. Sin embargo, el destino más frecuente es su combustión en un motor para la producción combinada de electricidad y calor. La electricidad obtenida se evacua a la red eléctrica y de este modo consiguiendo el principal ingreso económico regulado por el RD 661/2007. El calor puede utilizarse para el calentamiento de los digestores y para otros usos en las proximidades de la planta:

Residuos orgánicos para la producción de biogás agroindustrial El biogás agroindustrial es el producido mediante la digestión anaerobia de residuos y subproductos orgánicos procedentes de las actividades agroalimentarias o similares. Existe un amplio abanico de materiales disponibles: Deyecciones ganaderas: purines y estiércoles de explotaciones ganaderas intensivas. Subproductos de origen animal: subproductos cárnicos procedentes de mataderos, salas de despiece y fábricas de elaborados, subproductos lácteos y subproductos de pescado, de la industria de transformación o conservera. Subproductos de origen vegetal: retiradas, producto no conforme, subproductos de la transformación de productos hortofrutícolas, de la industria cervecera, de las almazaras, de la industria del vino, de la industria azucarera y de la recolección del cereal. Subproductos de las industrias bioenergéticas: ej. procedentes de industrias de producción de biodiésel (glicerina). Subproductos de la gran distribución y del canal HORECA: productos perecederos caducados procedentes de Super- e Hipermercados y subproductos orgánicos generados en hoteles, restaurantes y servicios de catering. Además, de todos estos tipos de residuos cabe recordar que en paí-

t/año

m3 biogás/año

ktep/año

41.242.956

1.994.819.724

1.130

Cárnicos

1.436.996

52.851.542

Lácteos

1.936.753

76.181.653

Pesqueros

314.240

26.400.801

Vegetales

3.768.553

394.182.022

216

Otros

223.755

57.619.254

TOTAL

48.923.253

2.602.054.996

1.451

Ganaderos

calefacción, ACS, secado, etc.. Otros posibles aprovechamientos del biogás pasan por su depuración y eliminación del dióxido de carbono para así obtener un gas similar al gas natural y que denominamos biometano. El biometano se puede inyectar en redes de gas para su distribución hasta su punto de uso, o también puede ser empleado como combustible en vehículos. Los países más punteros en estos usos emergentes son Alemania y Suecia respectivamente.

ses como Alemania y Austria se han promovido los cultivos energéticos para la producción de biogás. Esto ha supuesto la construcción de más de 5.000 plantas en Alemania. En el marco del proyecto PSE PROBIOGAS (www.probiogas.es) se han elaborado mapas de potencial de materias primas a nivel nacional que permiten identificar donde se encuentran las principales fuentes de estos materiales. Con esta información se ha determinado el potencial de biogás de nuestro país: Requisitos de los residuos agroindustriales para su aprovechamiento en plantas de biogas Las materias primas agroindustriales o las mezclas de las mismas potencialmente utilizables para la producción de biogás deben reunir una serie de requisitos para poder ser utilizadas en una planta de biogás: biodegradabilidad anaerobia, potencial de producción de biogás, relación C/N y macronutrientes, micronutrientes, humedad, ausencia de tóxicos, inhibidores, patógenos o impropios. A continuación se explican estos requisitos: Biodegradabilidad anaerobia Suele expresarse como el porcentaje de materia orgánica (sólidos volátiles o DQO) eliminada durante la digestión anaerobia. Los materiales que a priori pueden presentar una biodegradabilidad aceptable suelen tener un porcentaje de sólidos volátiles sobre materia seca elevado (entre el 70 y el 100%). Otro parámetro indicador es la DQO soluble. Se considera que los materiales con una DQO superior a 50 g/kg son susceptibles de ser utilizados como sustrato para la producción de biogás mediante digestión anaerobia. Potencial de producción de biogás También llamado potencial de biometanización. Es la capacidad máxima de producción de biogás a partir de un sustrato o mezcla de sus-

Tabla resumen potencial de residuos orgánicos para la producción de biogás en España y potencial energético asociado en términos de biogás (m3/tonelada) y energía primaria (kilotoneladas equivalentes de petróleo).

microorganismos implicados, la velocidad de carga orgánica (VCO) y el tiempo de retención (THR).

Ejemplo de mapa de potencial de subproductos ganaderos (purines, estiércoles, gallinaza..) en España. Más información en www.probiogas.es.

tratos, y suele expresarse en NL/kg SV (litros en condiciones normales por kg de sólido volátil). Cada material tiene asociado un potencial máximo de producción de biogás, existiendo diferencias notables según su composición y biodegradabilidad. Los valores habituales de potencial de biogás de materias primas agroindustriales se sitúan entre 150 y 950 NL/kg SV. Si se conoce la biodegradabilidad de un material en términos de eliminación de DQO, se puede predecir su productividad de biogás, ya que 1 kg de DQO eliminada genera 0,35 m3 de metano. Otra forma de determinar el potencial de producción de biogás a partir de un material concreto es mediante el ensayo de biodegradabilidad anaerobia o potencial de biometanización. En este ensayo se mezcla el material a estudiar con un inóculo (normalmente digestato de una planta de biogás en funcionamiento) y se mantiene en condiciones de temperatura constante y ausencia de oxígeno. El biogás generado y su composición se van midiendo en el tiempo, hasta que se detiene la producción de gas. El valor de producción de biogás obtenido en este ensayo representa el máximo que es posible alcanzar a partir del material ensayado. No obstante, en la práctica, sería necesario un tiempo muy largo para alcanzar dicho potencial, por lo que el potencial de biogás en una planta industrial suele ser entre el 60 y el 80% del que se determina en los ensayos de biodegradabilidad anaerobia.

Relación C/N. Macronutrientes En las materias primas agroindustriales, la relación carbono total respecto nitrógeno total (relación C/N) puede variar entre 6 (deyecciones ganaderas) y más de 500 (glicerina). El valor óptimo para la digestión anaerobia es 20-25, aunque en la práctica se acepta un rango más amplio (15-40). Los macronutrientes (carbono, nitrógeno, fósforo, azufre) son necesarios para la formación del biogás, de la biomasa microbiana y de enzimas y coenzimas. Permiten crear las condiciones ambientales requeridas por los microorganismos anaerobios. El ratio de macronutrientes (C:N:P:S) recomendado es de 500:15:5:3, para las primeras fases de la digestión anaerobia (hidrólisis/acidogénesis) y 600:15:5:3 para la fase de formación de metano. Micronutrientes Los micronutrientes (B, Cd, Co, Cr, Cu, Fe, Mo, Ni, Se, W y Zn) son necesarios para un adecuado desarrollo del metabolismo microbiano. Tienen funciones múltiples en las fases acetogénica y metanogénica del proceso de digestión anaerobia, además de permitir el funcionamiento de enzimas y coenzimas. En relación con su concentración, tanto la deficiencia como el exceso de estos elementos afectan negativamente al desarrollo del proceso microbiológico. Las cantidades requeridas de micronutrientes difieren según las propiedades químicas de los materiales utilizados como sustratos, los factores externos que afectan a dichas propiedades o a los

Humedad Para un adecuado desarrollo del proceso microbiológico, es necesario un valor de humedad mínimo. Aunque el proceso puede desarrollarse a humedades relativamente bajas (60%), la velocidad del proceso se reduce, siendo deseable trabajar con humedades más elevadas (85%). Además, en estos valores, el trasiego de materiales mediante bombeo es más sencillo. Por otra parte, la productividad de biogás por metro cúbico está asociada al aporte de sólidos volátiles, que es menor cuanto mayor es la humedad. Así pues, debe alcanzarse un compromiso entre la productividad de biogás (asociada al aporte de sólidos) y la humedad necesaria para la fermentación o digestión anaerobia. En la práctica, la digestión anaerobia se lleva a cabo en fermentadores con un contenido en sólidos de alrededor de un 10% (digestión “vía húmeda”), siendo minoritarios los digestores que trabajan con contenidos en sólidos superiores al 30% (digestión “vía seca”). Ausencia de tóxicos, inhibidores, patógenos o impropios Los tóxicos o inhibidores interfieren en el desarrollo de los microorganismos, y por tanto reducen el rendimiento de la digestión anaerobia e incluso pueden llegar a causar la parada del proceso. Existen dos tipos principales: inhibidores presentes en el residuo antes de su digestión, cuya presencia en las materias primas hay que evitar (pesticidas, desinfectantes, antibióticos, metales pesados, lípidos en proporciones elevadas) e inhibidores formados durante la digestión (productos intermedios, tales como ácidos grasos de cadena larga, ácidos grasos volátiles, amoniaco, hidrógeno o sulfuro de hidrógeno). Los microorganismos patógenos que puedan estar presentes en las materias primas, aunque en algunos casos pueden verse reducidos en gran medida, no se destruyen por completo en la digestión anaerobia. Su presencia puede limitar el uso posterior del digestato como fertilizante en agricultura, por lo que conviene evitar su entrada en la planta de biogás. Si están presentes en las materias primas, puede aplicarse un proceso de higienización previamente a su entrada en el digestor. Otros materiales no deseables son los no biodegradables (arena, piedras, cristal, metales, materiales plásticos)

que pueden crear problemas de separación de fases por su sedimentación o flotación, espumas, abrasión, etc. Son difíciles de retirar del digestor, por ello es importante que no estén presentes en las materias primas. Esquema del proceso de valorización de residuos agroindustriales en planta de biogás Las plantas de biogás agroindustrial siguen en general un esquema como el mostrado en la siguiente figura. Los residuos integrantes de la mezcla de co-digestión, que pueden someterse de forma opcional a un pretratamiento, se introducen en el fermentador o digestor, donde permanecen por un tiempo (tiempo de retención hidráulica). En función del caudal de tratamiento o del tiempo de retención necesario, puede tratarse de un solo digestor o de varios digestores en serie. El digestato se almacena y posteriormente se aplica como fertilizante en agricultura. Si es necesario, se somete a un proceso de acondicionado, que puede consistir en una separación sólido-líquido, un tratamiento para reducir el contenido en nitrógeno, etc. El biogás generado se depura, seleccionando la tecnolo-

gía necesaria en función del aprovechamiento energético posterior. Co-digestión La digestión anaerobia conjunta de dos o más residuos orgánicos de diferente tipo y origen se denomina co-digestión anaerobia. El objetivo principal de la co-digestión es aprovechar la complementariedad de los materiales de forma que, aunque por separado no reúnan los requisitos mínimos para ser digeridos por vía anaerobia, la mezcla de los mismos sí sea un sustrato apto. La co-digestión aporta también otros beneficios: • Amortigua variaciones temporales en composición y producción de cada material orgánico. • Permite compartir instalaciones de tratamiento, ahorrando costes de inversión y operación, si se compara con el tratamiento por separado de cada uno de los residuos gestionados. • Permite realizar una gestión integral de residuos orgánicos generados en una zona geográfica determinada, reduciendo el impacto ambiental al reducirse las necesidades de transporte. Para que la co-digestión tenga éxito, es fundamental diseñar la mezcla adecuadamente. Por ello, no

basta únicamente con considerar el potencial de producción de biogás de la mezcla resultante, sino que también hay que considerar otros criterios: • Relación C/N cercana a 20. • Concentración de nitrógeno total no superior a 5 g/L. • Concentración de nitrógeno amoniacal inferior a 3,5 g/L. • Aporte de lípidos no superior a 20 g/L. • Alcalinidad: 3-20 g/L CaCO3 • Humedad de la mezcla entre 15 y 20% (si se trata de digestión por vía húmeda). • Inhibidores: el límite depende del inhibidor. En la práctica, es altamente recomendable realizar ensayos piloto, sobre todo en el caso de que la mezcla a digerir pueda alejarse de los parámetros recomendables. Tipos de digestores anaerobios Los más empleados en plantas de biogás agroindustrial son los de mezcla completo y los de flujo pistón: Digestor tipo mezcla completa La característica principal de este tipo de digestores es que la concentración de cualquier sustancia es parecida en todos los puntos del vo-

Etapas de proceso de las plantas de biogás agroindustrial.

Digestores piloto en ainia centro tecnológico.

lumen de fermentación. Esta distribución uniforme de concentraciones, tanto de sustrato como de microorganismos, se logra mediante un sistema de agitación, que puede ser de muy diversos tipos (hélices o palas; horizontales, verticales u oblicuos; mecánicos o hidráulicos, etc.). Es el tipo de digestor más sencillo en su concepción, y más ampliamente utilizado en las plantas de biogás agroindustrial en Europa. Se trata habitualmente de digestores cilíndricos verticales, construidos en hormigón o suelen predominar digestores con capacidad de hasta 2.500 m3 para mantener más fácilmente la homogeneidad de la biomasa así como la temperatura. La alimentación de sustrato al digestor puede ser continua, semicontinua o discontinua, aunque lo más habitual suele ser alimentación semicontinua (una o varias veces al día) o continua. Suele aplicarse a procesos de digestión por vía húmeda (menos del 10% de materia seca en el interior del fermentador). Asimismo, estos digestores pueden operar con recirculación. Un punto a destacar es que en estos digestores no hay fijación de la biomasa, es decir, los microorganismos abandonan el digestor junto con el material digerido. Existe otro tipo de digestores con retención de biomasa, tales como los filtros anaerobios, pero su uso en plantas de biogás agroindustriales no es significativo, siendo más habituales en plantas depuradoras de aguas residuales. Como ventajas de este tipo de digestor se pueden citar su simplicidad, buen funcionamiento, coste reducido y versatilidad (circulación, circulación-almacenamiento o almacenamiento).

Algunos inconvenientes son que los recubrimientos del digestor son costosos para grandes volúmenes; el control del tiempo de retención hidráulico resulta más difícil que en digestor tipo flujo-pistón; riesgo de formación de costra; las operaciones de mantenimiento del sistema de agitación requieren la completa evacuación del digestor. El coste de este tipo de digestor oscila según su volumen y material de construcción. A modo de referencia, el coste de un digestor de mezcla completa suele suponer entre un 10-15% de los costes de inversión de la planta de biogás. En principio, esta tecnología es aplicable a cualquier mezcla de residuos tal que el contenido en sólidos en el interior del digestor no supere el 10%. La mezcla por tanto no debe superar el 20% de ST. Digestor tipo flujo-pistón La característica principal de los digestores de flujo pistón es que la concentración de cualquier sustancia

varía en cada sección transversal del digestor. Se trata de digestores tubulares o paralelepipeditos construidos en hormigón o acero (capacidad habitual de hasta 1.000 m3). La alimentación es continua o semicontinua, introduciéndose el material por un extremo y extrayéndose por el extremo contrario. Estos digestores suelen estar dotados de una agitación lenta (mezclado) mediante mezcladores de palas, que además tienen la función de favorecer el desplazamiento del material hacia la salida en el caso de digestores horizontales. También existen digestores de flujo pistón vertical; en estos casos, el mezclado puede realizarse de forma mecánica (palas) o hidráulica (inyección de biogás a en la base del digestor). presión Permite mayores concentraciones de sólidos totales (20-40% ST) que en el caso de los digestores de mezcla completa. El rendimiento de degradación de materia orgánica de estos fermentadores es superior al de la tecnología de mezcla completa, consiguiéndose tiempos de retención inferiores. Como ventajas de este sistema se pueden citar el menor riesgo de formación de costra que en mezcla completa; menor tiempo de retención que en los reactores de mezcla completa y por tanto menor volumen; calefacción más eficaz del digestor debido al diseño sencillo y compacto que disminuye las pérdidas de calor. Algunos inconvenientes son la mayor inversión por unidad de volumen que en el caso de los digestores mezcla completa. Los costes de este sistema varían según el volumen y el material de construcción. El coste de un digestor tipo flujo pistón supone alrededor de un 15-20% de los costes de inversión de la planta de biogás. El mayor coste de este tipo de digestores respecto a los de mezcla completa suele com-

Esquema general de un digestor tipo mezcla completa.

Esquema general de un digestor tipo flujo pistón.

pensarse por el menor volumen de digestor requerido y por la simplificación en el proceso de pretratamiento. Esta tecnología es aplicable a cualquier mezcla de residuos, estando especialmente indicada cuando se prevé un contenido en ST elevado dentro del digestor (>15%). Admite mezclas de residuos con contenido en sólidos hasta 40%. También puede utilizarse para separar las fases de la digestión anaerobia; la hidrólisis de material fibroso se realizaría en el digestor flujo pistón, y la metanogénesis se llevaría a cabo en un segundo digestor, normalmente de tipo mezcla completa. Digestatos El digestato es el material orgánico resultante de la digestión anaerobia. A diferencia de los materiales de entrada, presenta un menor contenido en materia orgánica, y el nitrógeno presente en el material está mayoritariamente en forma amoniacal (mientras que en el material de entrada suele predominar el nitrógeno orgánico). El destino principal del digestato es su uso como fertilizante en agricultura. En el caso de que la superficie agrícola próxima a la planta de biogás agroindustrial no permita el aprovechamiento completo de los nutrientes podría producirse una contaminación por nitrógeno que debe evitarse planteando etapas de postratamiento de los digestatos como por ejemplo los sistemas de nitrificacióndesnitrificación o stripping de amoniaco.

Desde el punto de vista de su aplicación agronómica, el digestato presenta unas características mejoradas respecto a los sustratos iniciales: • Composición homogénea, ya que los sustratos han sido mezclados y fermentados durante un tiempo de retención que normalmente supera los 30 días. • Disminuye la concentración de materia orgánica no estabilizada. • Menor cantidad de sólidos, menor tamaño de partícula y de viscosidad. Se reduce el riesgo de formación de costras (mejor infiltración). Se mejora la eficiencia de la separación sólidolíquido. • Se mantiene la concentración de nutrientes (N, P, K) de los sustratos iniciales. • Mejora del valor fertilizante del nitrógeno, puesto que se encuentra mayoritariamente en forma amoniacal gracias a la digestión anaerobia. Esto favorece su asimilación por parte de las plantas y minimiza la lixiviación del nitrógeno. También se reduce la relación C/N, lo que disminuye la competencia entre los microorganismos del suelo y las raíces de los cultivos por el nitrógeno disponible. • Se reduce en cierta medida la concentración de patógenos, si los hubiere. • Reducción de olores (se reduce el contenido en fenoles y ácidos húmicos), larvas y semillas de malas hierbas (según proceso).

Los residuos son siempre de otro La gestión de residuos suele comprender dos grandes tipos de actividades: las de recogida y transporte, por un lado, y las de tratamiento y eliminación final, por otro. En lo que sigue nos referimos fundamentalmente al tratamiento de residuos (la recogida y transporte es un servicio “puro” que conlleva menos controversias). Palabras clave: residuos, tecnologías, biodegradables

Jesús M. Paniagua Director División Medioambiente GRUPOTEC jpaniagua@grupotec.es

La psicología ciudadana sobre los residuos

Incineradora de Spittelau, Viena

Los residuos, que todos sin excepción generamos directa e indirectamente, son un producto poco atractivo y nada fotogénico. Todo el mundo quiere olvidarse de ellos. Y, de acuerdo con nuestra legislación, son responsabilidad de las autoridades municipales, que a su vez pueden ocuparse a través de Diputaciones, Consorcios, Mancomunidades u otras agrupaciones de entidades locales. Por lo tanto, son en última instancia un problema que recae en responsables políticos. No son una cuestión que se resuelva exclusivamente dentro de los parámetros de la gestión privada. Y, en consecuencia, aparecen argumentos externos a la propia gestión que interfieren y distorsionan los criterios técnicos e, incluso, los de sentido común. Los residuos urbanos son, sobre todo, esas cosas un poco repulsivas que llenan los contenedores en nuestras calles, cerca de casa. Por suerte, tienen una característica muy interesante: por la mañana siempre han desaparecido, y no hay que preocuparse más de ellos. El contenedor está vacío. Por desgracia, este es 39

Vertedero controlado (Málaga)

el punto de vista más habitual entre la población, que no suele hacerse muchas más preguntas. Población que, por otro lado, vota a los responsables políticos entre cuyas ocupaciones está esta, fastidiosa, de hacer desaparecer los residuos. Esta es la clave. Hay varias apreciaciones del público general que probablemente influyen en cómo se realizará después la gestión de los residuos. En primer lugar, está la invisibilidad. La gestión de residuos es una de esas actividades invisibles que forman parte de lo que yo llamo la trastienda de la civilización. Este concepto incluye cosas como el abastecimiento y saneamiento de agua,

Planta de biometanización (Vitoria)

los oleoductos que comunican los centros logísticos de hidrocarburos, las líneas de alta tensión, las plantas químicas que fabrican monómeros o las refinerías de petróleo. Cosas que funcionan en silencio y discretamente, sin que la mayoría de la población perciba su existencia, pero que son imprescindibles para que la civilización funcione. No son espectaculares ni se entienden con facilidad, como las autovías, los AVEs, los palacios de congresos o los grandes hospitales, objetos visibles, a menudo espectaculares, que la gente usa de forma activa, comprende y aprecia. Los cachivaches que forman la trastienda de la civilización sólo son visibles cuando

fallan (como las cañerías de una casa) y entonces todo son quejas hacia ellos y portadas en la prensa: piense en un apagón generalizado o en una huelga de recogida de basura.Pero lo malo de la civilización, tan agradable por otra parte, es que no funciona sin sus cañerías y cables en la trastienda. Que muchos de los que lean este artículo estén al corriente de esa trastienda se debe sólo a que la mayoría son ingenieros, y eso introduce un sesgo notable en el tipo de cosas que conocen. Pero ese sesgo no es general. De hecho, la gestión de residuos es una gran desconocida. En segundo lugar, está el origen de los residuos. Los residuos son siempre los otros. ¿Por qué tienen que traerme aquí una instalación para tratar los residuos de los otros? ¿Por qué no se las arreglan ellos con sus residuos? Al fin y al cabo, yo sólo bajo un cubito de basura de vez en cuando, y desaparece todas las noches (tasa real: 540 kg por persona y año). Esta es la actitud psicológica que produce el manoseado efecto NIMBY (no en mi patio trasero). Los residuos son los otros. Nos oponemos a todo, salvo a las soluciones utópicas. Sobre todo, la gente debería reapropiarse sus residuos. Esto es un preámbulo a cualquier forma de propuesta de gestión, y sin esta reapropiación psicológica, el ejercicio es difícil o imposible. En tercer lugar, está la tremenda sencillez conque la gestión de residuos puede manipularse políticamente. Es elemental para cualquier activista político. Se trata de

un proceso invisible, poco conocido, a priori antipático, y que pretenden imponernos para beneficio de otros. Es fácil movilizar ciudadanos contra cualquier solución de gestión de residuos que no incluya alguna forma de magia (reciclaje del 100% de los residuos y cosas así).Así que, cualquier opositor hará bandera de su negativa a admitir ese “macro vertedero”, esa “industria maloliente”, o, mal supremo, esa “incineradora que llenará nuestro aire de dioxinas”. (Nota al margen: siempre me ha fascinado la popularidad de las dioxinas entre los miles de compuestos químicos que pueden salir de cualquier tipo de industria; es como los omega-3, los únicos ácidos grasos con caché de gran estrella, y mira que hay). En general, se manipula no tanto la ignorancia como el conocimiento superficial sobre qué son y cómo funcionan los cachivaches de la trastienda. ¿Y qué propuesta hace el opositor para gestionar los residuos? Frecuentemente, ninguna; basta con que no se haga aquí. Y cuando hay alguna, es: “reciclar”. Suena bien. Luego hablaremos de ello. El opositor organizará “plataformas”, “asociaciones vecinales” y otras formas de presión pública sobre los políticos que deciden, y que se retuercen las manos entre la opción de cumplir con su deber (y, ¿cómo?) o quedar bien. El opositor, naturalmente, puede cambiar totalmente de actitud cuando le toca administrar, y viceversa. Con frecuencia, es una cuestión de cálculo político, no de convicción. Lo doloroso es que aquel que se desentiende del problema, oponiéndose a su solución, es perci-

bido como un campeón del ecologismo y la vida limpia (sobre un fondo de cielos azules y prados luminosos). Todas estas circunstancias psicológicas que nos afectan como ciudadanos hacen que, como se puede imaginar, muchas de las decisiones que los políticos deben tomar sobre la gestión de residuos no son necesariamente las mejores. Las técnica y socialmente mejores. Finalmente, dependerá en cada caso de la capacidad para transmitir la realidad del problema, de la capacidad de gestión de los equipos políticos, de las legislaciones regionales e incluso de factores menos confesables, como las presiones de los agentes económicos involucrados. Al final, puede llegarse a una buena solución o puede que no, pero, con cierta frecuencia, es que no. Modelos de gestión: Un monopolio muy apetecible Cuando mi hijo era pequeño me dijo un día: “Papá, yo de mayor quiero tener un monopolio”. Espero que no cambie de opinión. Podría dedicarse a los residuos. Por su propia naturaleza, por ámbito geográfico, por economías de escala, el tratamiento de residuos está llamado a ser gestionado como un monopolio. Ya sea a nivel de ciudad, de distrito, de comarca o de mancomunidad, hay un tamaño mínimo para que el coste del tratamiento sea razonable. Eso lleva a que la gestión deba ser asignada a un único operador por cada unidad de gestión. Las entidades públicas responsables de la gestión de residuos suelen prestar este servicio mediante

algún tipo de asociación público-privada; la gestión pública directa existe pero es minoritaria. Algunos tipos de contratos público-privados más frecuentes incluyen: a) Contratos de concesión, en el que la parte privada diseña, construye, financia y opera, bajo supervisión de la parte pública. b) Contratos de diseño y construcción, separados de contratos de explotación. En este caso la parte pública financia la construcción, y después contrata la operación a un operador que puede ser diferente del constructor. c) Contratos de explotación, en los que una contrata puede relevar a otra en la explotación de una planta ya amortizada. Estos contratos pueden ser desarrollados por empresas privadas, uniones de empresas (UTEs) o empresas mixtas público-privadas, en las que suelen participar las Administraciones involucradas (Ayuntamientos, Consejos Insulares, Consejerías, etc.) para mantener una cierta cuota de control. De hecho, los contratos de concesión son la forma más habitual de gestión, implicando el diseño y construcción de las infraestructuras, su financiación y su explotación por periodos que oscilan entre 10 y 20 años. La remuneración se obtiene como un canon o ingreso, que normalmente se evalúa sobre la cantidad de residuos tratada (canon por tonelada tratada). Es una vía de negocio muy apetecible para las grandes empresas prestadoras de servicios urbanos, ya que supone una fuente regular de ingresos a largo plazo, y por tanto aporta estabilidad

Planta de pretratamiento y compostaje en Quart de Poblet (Valencia)

financiera a la empresa. Una vez obtenido el contrato, hay 20 años para defenderlo y sacarle rendimiento. Por eso todos los grandes (y medianos) grupos constructores de nuestro país fueron desarrollando filiales de servicios medioambientales, algunas de las cuales gestionan la mayor parte de los residuos de España: FCC Medio Ambiente (grupo FCC), URBASER (grupo ACS), VALORIZA (grupo SACYR), CESPA (grupo FERROVIAL), y otros no menos significativos como ACCIONA, COMSA-EMTE, ABENGOA, etc. La competencia entre los grandes grupos constructores por este tipo de contratos es enconada, y sin duda los mejor posicionados en este campo han sobrevivido mejor a una crisis que ha afectado al sector de la construcción tanto pública como privada. Es, en resumen, un gran negocio. Infraestructuras millonarias (la inversión en una planta de tratamiento puede oscilar entre 20 y 100 M€, y si hablamos de incineradoras estaremos más bien entre 150 y 200 M€), project-finance a 20 años, y contratas de largo plazo donde una buena gestión puede ser muy rentable. Por suerte, las empresas españolas han sabido hacer muy bien estos servicios, y hace años que están prestándolos también en otros países. ¿Y quién paga esta fiesta? El de siempre, usted y yo. Los que producimos residuos. Otro tema es cómo se paga, o mejor cómo se recauda, pero lo cierto es que hay siempre alguna herramienta impositiva por la cual el Ayuntamiento (o sus entes derivados) recauda una cantidad de nuestros bolsillos, y la emplea en pagar los costes de amortización y explotación de estas instalaciones. Puede ser directa (la “tasa de basura”) o más o menos camuflada en otros cánones (como el subrepticio TAMER en la factura del agua, en Valencia) o impuestos (como el IBI), pero no se preocupen que lo pagamos; y así debe ser. Tecnologías: qué se puede hacer, de verdad, con los residuos Hay un buen número de tecnologías de tratamiento de residuos. En esencia, se trata de ir extrayendo de una masa heterogénea y compleja, diferentes corrientes de productos más o menos homogéneos con algún tipo de valor (siempre muy bajo, claro). Eso es reciclar en planta. Y, al final, hacer algo con lo que queda y ya no se puede usar. El mejor reciclaje es, sin duda, el que se hace en origen con

Incineradora de Son Reus (Mallorca)

recogidas diferenciadas: papel, vidrio, envases… Son fracciones con una pureza elevada, que dan buenos rendimientos en el reciclaje final. Pueden ir directamente al reciclador (en el caso del papel y el vidrio) o pasar previamente por las plantas de envases que seleccionan por tipos para su venta a recicladores. Este tipo de reciclaje ha ido progresando rápidamente en nuestro país. En España se producen al año (números gordos) un total de 28 millones de toneladas de residuos urbanos; de éstos, un 22% (6 Mt) se recogen separadamente, lo que no es un mal resultado. Hay buenas intenciones, y algunas (pocas) realidades, sobre la recogida separada de materia orgánica (restos de comida y jardinería). Esto supone una mayor complejidad logística con su coste correspondiente. Pero permitirá una mejor separación entre los productos biodegradables y los inorgánicos, mejorando la calidad de las dos corrientes para su tratamiento. Esto, hoy, es todavía complicado de implantar (nuestro modelo de ciudad es el que es) y supone un cambio cultural más. La avanzada en este asunto la encontramos en Cataluña (pionera en España en muchas cuestiones de gestión de residuos). Y todo lo que no es recogida diferenciada va al contenedor general, el “todo uno”, la inmensa mayoría de los residuos. Este es el caballo de batalla. Los tratamientos que encontraremos por nuestra geografía para este complicado contenedor incluyen (simplificando un poco): a) Plantas de pretratamiento (triaje o reciclaje): En ellas se recuperan por procedimientos mecánicos (cada día más automatizados y complejos), varias corrientes de subproductos con

valor de mercado: papel/cartón, metales, plásticos de varios tipos (PET, PEAD, PEBD…). La suma de estos subproductos reciclados raramente alcanza el 10% del tonelaje de entrada (y un porcentaje como este suele celebrarse con cava). En estas plantas, además se separa la materia orgánica (40-50% del material de entrada), que luego se procesa en alguna de las plantas que se citan después. Casi siempre, estas plantas están juntas formando un único complejo industrial. b) Plantas de compostaje: La materia orgánica se fermenta y estabiliza biológicamente para obtener un abono orgánico y bastante material inútil de rechazo. Hay pérdidas de peso significativas por humedad y gases de respiración. Los procesos de compostaje van de los más sencillos a los más sofisticados y mecanizados, y se caracterizan por su gran consumo de superficie debido a los periodos de residencia largos, y por ser la principal fuente de olores que requieren un tratamiento adecuado. c) Plantas de biometanización: introducidas a partir de finales de los 90; procesan la materia orgánica mediante fermentación anaerobia para obtener biogás (metano + CO2), usado como combustible en motogeneradores eléctricos. Requieren un pretratamiento cuidadoso de la materia orgánica, que contiene impurezas insospechadas. Además, produce un material digerido que, aunque estabilizado, requiere una maduración similar al compostaje. d) Plantas de biosecado: procesan la basura bruta triturada mediante un procedimiento combinado de aireación y fermentación aerobia, que produce una desecación importante

Interior de plantas de compostaje y pretratamiento

del residuo y aumenta su poder calorífico. Así se obtiene Combustible Derivado de Residuos (CDR), apto para incineración o uso en cementeras, tras un postratamiento de depuración. A lo largo de todos los procesos anteriores, se va produciendo un “rechazo”, fracción no recuperable por ningún procedimiento mecánico ni biológico. Este rechazo suele suponer un 50-60% del material de entrada. Sí, nada menos. La tecnología está así. Los residuos urbanos son materiales verdaderamente heterogéneos y endiablados. Este material de rechazo debe llevarse a algún tipo de disposición final, que básicamente se reduce a: e) Vertederos controlados: Se trata de depósitos impermeabilizados con varias capas de materiales naturales y artificiales, con sistemas de drenaje para la recogida de aguas residuales generadas (lixiviados), sistemas de drenaje de escorrentías de lluvia y de recogida de biogás. Los residuos dormirán en ellos su sueño definitivo, para después ser sellados y restaurado el relieve. Se trata de obras en general extensas, donde los residuos acumulados suelen medirse por millones de m3. Los lixiviados recogidos son tratados o eliminados, y los gases se incineran o se utilizan en motogeneradores para producir electricidad. Un

vertedero controlado bien gestionado puede ser una obra de ingeniería notable. f) Incineradoras: En las incineradoras, el residuo es quemado en hornos de distinto tipo, y el calor producido se aprovecha en sistemas de calderas y turbinas de vapor para producir electricidad. Una incineradora no deja de ser un tipo de central térmica que puede tener entre 20 y 50 MW de potencia en generación. Los gases generados sufren un complejo (y caro) tratamiento para cumplir los rigurosos parámetros de la legislación (los más exigentes de la industria, incluidas refinerías y centrales térmicas). Como resultado final, además de energía eléctrica y gases, se producen cenizas (un 4-6%), en el tratamiento de gases, y escorias (en torno a un 20%) en el horno. Las cenizas se depositan en vertederos específicos como residuos peligrosos. Las escorias pueden reutilizarse como material de relleno en construcción. Así pues, la incineradora reduce el tonelaje inicial a un 6%, lo que no es una ventaja pequeña. De hecho, esa es su gran ventaja frente al vertedero. Existen sistemas de gestión en los que, en lugar de incinerar el rechazo, se incinera directamente el residuo “todo uno”. Requieren inversiones globales algo menores, pero se desperdicia una parte de los materiales aprovechables de los residuos. Es una discusión que no está cerrada. Creo que he nombrado sin rubor algunas palabras que hacen erizar el vello de los políticos. He dicho “incineradora” y “vertedero”. Bueno, deberíamos retar a cualquier sociedad a intentar vivir sin alguno de ellos, o mejor un poco de los dos. Desgraciadamente, estas palabras están teñidas de connotaciones negativas, que probablemente provienen de épocas en que la tecnología disponible para ambos tipos de instalaciones no era la de ahora. Es como si yo dijera “coche” y usted pensara en un Seat 600. No, hace tiempo que un coche no es así. La incineración debe considerarse una alternativa al vertedero controlado, no una alterativa al reciclaje. De este modo, tiene considerables ventajas: un consumo de espacio dramáticamente menor, un impacto paisajístico y ambiental mucho más controlable, una mayor sencillez de ubicación (es una instalación industrial). Por el contrario, requiere una fuerte inversión con un coste mayor por tonelada tratada, tiene una complejidad técnica que requiere de personal muy especializado, precisa un

sistema de gestión de residuos maduro y… tiene que ser aceptada por la población. La didáctica a este respecto es muy importante. Ejemplos como la incineradora de Spittelau en Viena, prácticamente dentro del casco urbano y con un diseño arquitectónico rompedor, hacen pensar que es posible. En España, el 60% de los residuos acaba en vertedero (la mayoría después de ser procesado en algún tipo de planta) y sólo el 10% es incinerado (el resto es reciclado). Comparando con otros países europeos, nuestro ratio es similar al del Reino Unido, pero muy distante del de países como Alemania y Francia (que incineran el 35% de sus residuos) o el de Suecia, que incinera casi el 50% (eso sí, lleva a vertedero el 2%). La controversia sobre las incineradoras en España está demasiado teñida de emociones, pero sobre todo conviene centrar la cuestión: la controversia no es sobre incineración frente a reciclaje, sino sobre incineración frente a vertedero.

Valoración de las vías pecuarias como activos ambientales: una aplicación a la Cañada Real del Reino de Valencia En la Universidad Politécnica de Valencia se ha realizado un proyecto de investigación, que con el objetivo principal de acometer la estimación del valor económico total que la sociedad otorga a la Cañada Real del Reino de Valencia. Palabras clave: Cañada, vías pecuarias, camino, invasión

Inmaculada Guaita Pradas Profesora de la Facultad de la Administración y Dirección de Empresas de la UPV iguaita@esp.upv.es

Introducción En la sociedad actual el mantenimiento y cuidado de los recursos naturales y del medio ambiente se ha convertido en un objetivo prioritario, y para alcanzar este objetivo es necesario disponer de información sobre el valor que la sociedad otorga a estos activos ambientales, tanto para la asignación eficiente de los recursos destinados a su mantenimiento y conservación, siempre escasos y con multitud de alternativas que compiten por su asignación, como para el análisis coste beneficio de las actuaciones realizadas. Disponer de esa información sobre el valor social de los activos ambientales nos permite alcanzar una mejora en la gestión de los recursos públicos, de forma que los decisores públicos tomen decisiones más acordes con la maximización del bienestar social. El proceso de valoración de recursos ambientales no ha resultado nunca fácil. Las metodologías de

valoración económica han contribuido a un mejor entendimiento de los beneficios sociales derivados de las mejoras ambientales, o los costes por la pérdida o degradación de activos ambientales en los últimos 50 años, sin embargo el proceso de valoración medioambiental continúa siendo discutido y en muchos casos divide a los investigadores en este campo. En España contamos con una red de caminos que conectan distintos enclaves naturales: las vías pecuarias, que en el momento actual constituyen un importante activo ambiental además de formar parte de nuestro patrimonio histórico y cultural; por este conjunto de valores se han establecido medidas legales para que estas vías de comunicación sean preservadas y conservadas. En la actualidad, no obstante, se encuentran en una situación de fuerte deterioro, por lo que las administraciones públicas se pueden plantear la recuperación de parte de estos centenarios caminos con el doble objetivo de (i)

recuperar vías pecuarias como activo ambiental, cumpliendo funciones ecológicas para la mejora de la flora y fauna ibérica; y como patrimonio histórico y cultural, y (ii) como parte de un programa de desarrollo sostenible para las zonas rurales menos desarrolladas, de forma que estas vías vuelvan a tener una utilidad funcional bien como sistema de comunicación rural o como elemento que permita diversificar la actividades económicas complementarias en estas zonas. En la Universidad Politécnica de Valencia se ha realizado un proyecto de investigación, que con el objetivo principal de acometer la estimación del valor económico total que la sociedad otorga a la Cañada Real del Reino de Valencia. Esta vía pecuaria atraviesa la provincia de Valencia de Este a Oeste, conectando dos zonas con distinto nivel de desarrollo económico: la zona de interior o de montaña con una economía basada mayoritariamente en la agricultura y que contrasta con la zona costera,

mas desarrollada y con una economía basada en el sector servicios, mayoritariamente el turístico, y el sector industrial. Un programa de recuperación de la Cañada Real del Reino de Valencia para fines turísticos que permite la Ley 3/95, de 23 de marzo, que las protege y las regula podría disminuir el gap de desarrollo entre las dos zonas, cumpliendo dos objetivos simultáneos como son: favorecer el desarrollo económico y preservar la centenaria Cañada Real del Reino de Valencia evitando su desaparición. Los resultados obtenidos, se consideran muy provechosos para la articulación de la política medioambiental, y sus conclusiones pueden ser utilizadas como fundamento de las políticas de gasto público en pro de mejorar su eficiencia. La Cañada Real del Reino de Valencia La Cañada Real del Reino de Valencia entra en el territorio de la Comunidad Valenciana por el término municipal de Camporrobles y atraviesa este término de norte a sur bajo la denominación de Cañada Real nº12 de Cuenca a Valencia. Su falta de uso, desde hace décadas, y que en el momento de su clasificación no se había generalizado el uso de los sistemas de geo-referenciación, hace que el recorrido de esta vía sea difícil de seguir y que incluso se han encontrado problemas con las distintas bifurcaciones que puede presentar, de hecho en la ilustración 1

se presenta el recorrido coloreado en rosa como lo presenta la Consellería de Medio Ambiente, y en color azul la alternativa con la que se puede establecer, como un incremento de valor para la Cañada, la conexión entre dos espacios naturales de especial interés, como son la Hoces del Cabriel por el paraje de Vadocañas para cruzar el río Cabriel (al final del trazado azul y en el linde con Castilla La Mancha) y la Albufera de Valencia, donde se completa el recorrido de la vía. La vía continúa por el término de Fuenterrobles, bordeando la Sierra de la Bicuerca por su cara oeste justo en el límite con el térmico de Utiel. Durante este trayecto la Cañada discurre por la ladera oeste de la sierra y es difícil de seguir porque está completamente cubierta de monte bajo. En algunos tramos la Cañada ha sido amojonada por la Conselleria de Medio Ambiente, Agua, Urbanismo y Vivienda. En Fuenterrobles, al pie de la Bicuerca hay un tramo donde todavía es posible contemplar el aspecto original de la Cañada Real con su anchura de 90 varas (75,22 m) y con elementos adyacentes en uno de sus lados. Después de atravesar la Atalaya del Sabinar, donde también es monte bajo, la Cañada Real entra en zona de cultivo agrícola, principalmente viñedos que es el cultivo mayoritario en la zona. Esta característica se mantiene en toda la Plana de Requena-Utiel hasta que llega al término de Siete Aguas donde vuelve a transcurrir por monte, atravesando la Sierra de la Ca-

Ilustración 1. Recorrido de la Cañada Real del Reino de Valencia por la C. Valenciana

brera, hasta alcanzar el núcleo urbano de Buñol. De todos los itinerarios existentes en la provincia de Valencia, se ha elegido este para su valoración, porque es una vía pecuaria que discurre por parajes con gran interés paisajístico y medioambiental, y puede conectar áreas con atractivos turísticos muy beneficiosos para promover el desarrollo económico de toda la zona por la que transcurre la vía pecuaria y potenciar los dos parajes que conecta: las hoces del Cabriel y L´Albufera de Valencia. Situación actual de la Cañada Real del Reino de Valencia En la actualidad, la trashumancia por esta vía no es tan frecuente como antaño, como ocurre en la mayoría de las vías pecuarias, pero todavía es posible ver ganado trashumante desplazándose por la Cañada Real. Se debe de remarcar que la clasificación de las vías pecuarias se realizó por el Ministerio de Agricultura (ICONA) término a término municipal. Esta clasificación comenzó a finales de la década de los 50 –la clasificación de Camporrobles es de 1959- y terminó a finales de la década de los 80 –la clasificación de Torrent y Picanya es de 1987-. La clasificación se realizó por municipios, y no en todo su recorrido como sería más adecuado, por lo que a la hora de precisar el trayecto

de la Cañada Real del Reino de Valencia nos hemos enfrentado a serios problemas difíciles de resolver, como que su toponimia en cada municipio puede variar, al igual que su clasificación. Otros problemas de las vías pecuarias en la actualidad son las invasiones que sufren tanto desde los estamentos públicos como de los privados. Para el caso que nos ocupa de la Cañada Real del Reino de Valencia, en el altiplano de Requena-Utiel, con la denominación de Cañada Real de la Mancha, es un camino de tierra de una anchura variable entre 6 y 10 metros que discurre entre viñedos que han ido progresivamente invadiendo la Cañada, sobre todo desde los años 70 en que se declara que la anchura es excesiva por el Ministerio de Agricultura (ICONA) en su sección de vías pecuarias, aunque nunca ha llegado a ser enajenada (véase ilustración 2). Al llegar al término de Siete Aguas, la vía pecuaria se encuentra invadida por la carretera Nacional III, y realiza el descenso por la Sierra de la Cabrera hacia Buñol por terreno abrupto, y en el paraje denominado Alto Gordo, se ha instalado un parque eólico sobre la superficie de la Cañada. Dadas las características de esta instalación la vía pecuaria puede seguirse por los caminos habilitados

para el parque eólico. A partir de este municipio, se encuentra invadida, y al no estar señalizada se hace muy difícil de seguir su recorrido. Tras atravesar Buñol en gran parte con la CV-424 hasta llegar a Godelleta, población que cruza por el casco urbano. A continuación la Cañada se convierte en un camino de tierra sin asfaltar que discurre entre campos de naranjos hasta llegar a Torrent. En el término de Torrent sigue el trazado del camino de la Pardala convertida en carretera y da servicio a viviendas diseminadas al sur de la Sierra Perentxisa. Traspasado el término de Torrent la Cañada se convierte en Vereda, entra en el Barranc de Xiva, que desemboca en L´Albufera, y atraviesa los términos de Picanya, Paiporta y Catarroja hasta llegar a los campos de arroz de la ‘marjal’ de L’Albufera de Valencia. Fundamentos teóricos del método de valoración contingente Ante la falta de valoraciones de mercado para algunos bienes públicos y activos ambientales, desde la economía ha surgido el método de valoración contingente para dar respuesta a algunas de estas cuestiones planteadas. Este método es cada vez

más utilizado, y ha servido de base de estudio en la valoración de numerosos estudios medio ambientales, tanto en la vertiente de la obtención del valor económico total, como en la de evaluación de pérdidas en el bienestar social por degradación en el entorno natural. La validez del método de valoración contingente en la práctica, surge por las recomendaciones de la National Oceanic and Amospheric Administration (NOAA) del Ministerio de Comercio de los Estados Unidos, que nombró una comisión de expertos (Blue Ribbon Panel), presidida por los premios Nobel de Economía K. Arrow y R. Solow, para determinar si esta técnica podía considerarse adecuada para medir los valores de no uso de los bienes ambientales . Estos fueron claramente favorables a la utilización del método de valoración contingente como fórmula razonable de calcular los valores de no uso ante la pérdida de bienestar ocasionada por desastres ecológicos. Sin embargo, recomendaba una serie de medidas bastante estrictas que había que seguir en el diseño y aplicación de éste método, confiando en elevar considerablemente la calidad de las aplicaciones futuras y, por lo tanto, incrementando la probabilidad de que esos estudios dieran como resultado estimaciones

Ilustración 2. Invasión agrícola de la Cañada Real del Reino de Valencia.

fiables para la toma de decisiones de carácter público. El método de valoración contingente se basa en la creación de un mercado hipotético y directo para obtener la información que revelan las personas cuando se les pregunta sobre la valoración de un activo ambiental o cualquier otro bien público objeto de análisis. De esta forma, se evita el obstáculo que supone la ausencia de mercado para los activos ambientales enfrentando a los consumidores con mercados hipotéticos en los cuales tienen la oportunidad de mostrar su disposición a pagar (DAP) por el activo ambiental objeto de análisis. Además como señala Azqueta (1994), el interés de este método directo es doble. Por un lado, porque en determinadas ocasiones es el único utilizable dado que es imposible establecer un vínculo entre la calidad ambiental y el consumo de un bien privado como ocurre con los métodos indirectos del coste del viaje y de los precios hedónicos . En este caso la función de utilidad es estrictamente separable y, en consecuencia, lo que ocurre con los bienes ambientales no tiene un reflejo en el comportamiento de los individuos en el mercado en relación a ningún otro bien privado. Por lo tanto, no queda más remedio que preguntarles directamente por el cambio de bienestar experimentado. Y, por otro lado, el interés de este método directo también radica en que, dadas las limitaciones de los indirectos, siempre es útil contar con un mecanismo de valoración adicional y alternativo para poder llevar a cabo todo tipo de comparaciones. Además, una ventaja adicional de la valoración contingente es su alta flexibilidad para abordar todo tipo de bienes públicos y situaciones. De hecho, puede aplicarse a bienes tan diferentes como son, por un lado, los efectos que, sobre la salud de las personas provocan la contaminación del aire y del agua, y por otro lado, puede utilizarse para estimar el valor económico de los servicios recreativos proporcionados por un área natural. Por último también puede utilizarse para valorar situaciones que todavía no han ocurrido (valoración exante). Tampoco podemos olvidar que este método permite obtener directamente el excedente hicksiano del consumidor, el cual no puede ser obtenido por otros métodos indirectos como el coste del viaje o los precios hedónicos. La implementación de un mercado hipotético a través de un cuestionario comporta tres elemen-

tos. En primer lugar, es necesario proporcionar al entrevistador la información sobre el bien que se pretende valorar de modo que éste pueda conocer adecuadamente el problema que se esta tratando. En segundo lugar, se ha de abordar la formulación de la pregunta sobre la DAP. Para ello debe quedar claro el vehículo y frecuencia del pago (adquisición de una entrada, incremento de impuesto, contribución de un fondo para protección de la naturaleza, etc.) así como el formato de licitación, es decir, si la pregunta sobre la DAP es abierta (¿cuánto es lo máximo que usted pagaría?), dicotómica (responder “si” o “no” a una determinada cantidad propuesta) o una combinación de ambas (formato mixto). Respecto al formato de licitación más idóneo, todavía no existe en la literatura una postura común. Por ejemplo, Hanemann (1994) señala que el formato dicotómico puede eliminar muchos de los sesgos que aparecen con el formato abierto. Sin embargo, otros afirman que el formato abierto proporciona estimaciones más exactas (Freeman, 1992; Schulze, 1993) y que bajo el formato dicotómico puede aparecer un posible sesgo al alza ya que el precio de salida mostrado al individuo le proporciona información sobre el bien objeto de estudio (Schulze et al., 1996). Y en tercer lugar, se obtiene información sobre las características socioeconómicas de los entrevistados al objeto de poder estimar una función de valor, donde la DAP declarada venga explicada por esas mismas características y otras variables relevantes. En concreto, la DAP puede venir explicada en la siguiente función:

DAP = f (Yi , Ai , Ei , Ci ) donde Yi es la renta del individuo, Ai su edad, Ei su nivel educativo y Ci es una variable que mide la calidad ambiental. Mediante esta relación lo que se pretende es probar la validez teórica del método de valoración contingente, ya que el signo de los coeficientes estimados tiene que coincidir con lo que la teoría económica predice. Por ejemplo, debe haber una relación positiva y significativa entre la renta del individuo y la DAP declarada ya que, en caso contrario, se cuestionaría la validez teórica del resultado alcanzado. (Bishop et al., 1995 y Riera, 1994). Finalmente, se debe señalar que, a pesar de las ventajas que presenta el método de valoración contingente, este ha sido objeto de nume-

rosas críticas como consecuencia de los posibles sesgos que pueden aparecer en la implentación de un ejercicio de valoración contingente. Estos son, entre otros, los debidos al carácter hipotético del mercado, los derivados del posible comportamiento estratégico (free rider) de los entrevistados, los relacionados con el diseño del mercado, etc. Por ello, es necesario evitar en lo posible cualquier tipo de sesgo para poder obtener de las personas unas respuestas honestas puesto que, en caso contrario, se podría desvirtuar la utilidad de este método en la valoración económica de los recursos ambientales. Resultados Para predecir la disposición a pagar por el proyecto de rehabilitación de la Cañada Real del Reino de Valencia se realizó una encuesta siguiendo las recomendaciones de la NOAA, y con los datos obtenidos se ha ajustado un modelo logit incluyendo variables socioeconómicas para tener en cuenta los determinantes de la disposición a pagar por parte de los individuos. El modelo estimado se muestra en la tabla 1, la variable dependiente BID es la respuesta positiva o negativa dada por los entrevistados al pago ofrecido. Esta variable BID, o pago ofrecido al individuo, presenta signo negativo, lo que demuestra que esta variable es monotónicamente decreciente, dado que, cuanto mayor es el pago, menor es la probabilidad de aceptarlo, como nos indican las hipótesis realizadas desde la teoría económica; el signo obtenido en esta variable es determinante para poder explicar el modelo, ya que en caso contrario no se hubiera podido justificar. Otra variable que presentan signo negativo es la denominada PARADO que es una variable dummy, y muestra si el entrevistado esta o no trabajando; resulta consistente que si el individuo esta sin empleo disminuya la probabilidad de aceptar el pago propuesto. Este resultado es lógico, ya que es de esperar que el individuo en paro sea más consciente de su restricción presupuestaria, incluso aunque este percibiendo algún tipo de ayuda social al desempleo. El resto de variables tienen signo positivo. La primera y mas destacable es la RENTA que muestra la renta de la unidad familiar a la que pertenece el entrevistado, tal y como predice la teoría económica a mayor nivel de renta mayor será la probabilidad de aceptar el pago ofrecido. Se

ha utilizado como variable explicativa la renta familiar y no la individual porque es congruente con la elecciĂłn del vehĂculo de pago propuesto en la encuesta, el incremento en la contribuciĂłn urbana que es pagado por la unidad familiar y no por un individuo concreto. Esta es una de las variables determinantes a la hora de interpretar la validez del modelo y en el caso de que esta variable no hubiera resultado significativa y con el signo esperado no se hubiera dado el modelo por vĂĄlido. Las variables CONSERVA, TODOS y CAMBIO son variables relacionadas con la sensibilidad medioambiental del entrevistado. Son variables que miden el grado en los que los entrevistados se muestran de acuerdo con afirmaciones relacionadas con las creencias y modos de vida de los ciudadanos. La primera de ellas, CONSERVA, nos indica que a los entrevistados les preocupa la conservaciĂłn de los recursos naturales incluso por encima del coste que pueda suponer. La variable TODOS indica que los entrevistados opinan que la naturaleza es cosa de todos y todos debemos estar implicados en su protecciĂłn, lo cual nos refuerza la anterior variable CONSERVA. La variable CAMBIO indica ademĂĄs que los individuos estĂĄn dispuestos a cambiar algunos de sus hĂĄbitos de vida para proteger el medioambiente intensificando igualmente la idea de que los individuos con mayor sensibilidad medioambiental estĂĄn mĂĄs dispuestos a aceptar la realizaciĂłn de un pago por el proyecto de acondicionamien-

Variableâ&#x20AC;Š

Coeficienteâ&#x20AC;Š

to de la CaĂąada Real del Reino de Valencia. La variable USUEXIS cuantifica el grado en que el entrevistado percibe el valor de la vĂa pecuaria al ser preguntado por el valor que otorga a la CaĂąada Real del Reino de Valencia y en este caso se corresponde con su valor de uso y con su valor por su existencia porque son los que respondieron que estaban preocupados por ambos valores al 50% cada uno. Es decir, los individuos con mayor disposiciĂłn a pagar, son no solo los mĂĄs preocupados por el medioambiente, sino ademĂĄs, los que tambiĂŠn les preocupan otros valores que puedan representar las vĂas pecuarias relacionados con la existencia de nuestro patrimonio histĂłrico y cultural. Considerando, a continuaciĂłn, que la variable TESPECIA tambiĂŠn ha resultado significativa podemos obtener tres consecuencias de los individuos que tiene la formaciĂłn de tĂŠcnicos especialistas: (a) son personas que trabajan como asalariados, (b) con formaciĂłn de tĂŠcnico especialista significa que se han realizado los estudios obligatorios y la formaciĂłn se ha continuado a niveles de cualificaciĂłn mayor (universitarios o grado superior de formaciĂłn profesional) y (c) estĂĄn en edad de trabajar, una vez finalizados sus estudios; presentan una disposiciĂłn a pagar mayor que en otros casos. AsĂ, confirmamos nuestras premisas de partida al elegir las variables: las personas de mayor edad y los de menor edad estĂĄn menos dispuestos a aceptar un pago que los que se encuentran en un tramo intermedio

EstadĂsticoâ&#x20AC;Š Studentâ&#x20AC;Š â&#x20AC;?12,884Â â&#x20AC;?12,079Â 10,194Â â&#x20AC;?4,518Â 5,685Â 6,154Â 7,405Â 15,097Â 4,093Â

CONSTANTEâ&#x20AC;Š â&#x20AC;?4,567502931Â BIDâ&#x20AC;Š â&#x20AC;?0,023308206Â RENTAâ&#x20AC;Š 0,483240437Â PARADOâ&#x20AC;Š â&#x20AC;?1,070861282Â CONSERVAâ&#x20AC;Š 0,920305958Â TODOSâ&#x20AC;Š 1,456057495Â CAMBIOâ&#x20AC;Š 1,253197107Â USUEXISâ&#x20AC;Š 2,504457911Â TESPECIAâ&#x20AC;Š 0,742485659Â ChiÂcuadradoâ&#x20AC;Š=â&#x20AC;Š746,125â&#x20AC;Š Log.â&#x20AC;ŠFunciĂłnâ&#x20AC;Šdeâ&#x20AC;Šverosimilitudâ&#x20AC;Š=â&#x20AC;ŠÂ555,5455â&#x20AC;Š %â&#x20AC;Šdeâ&#x20AC;Šprediccionesâ&#x20AC;Šcorrectasâ&#x20AC;Š=â&#x20AC;Š84,69%â&#x20AC;Š Pseudoâ&#x20AC;ŠRÂcuadrado:â&#x20AC;Š0,59743â&#x20AC;Š Nâ&#x20AC;Š=â&#x20AC;Š307â&#x20AC;Š

tâ&#x20AC;Š

de edad; y los entrevistados con estudios, entre los que se encuentran los TESPECIA tambiĂŠn son un grupo con mayor disposiciĂłn a pagar que el resto. El modelo especificado en la tabla 1, predice con ĂŠxito el porcentaje de aciertos de la variable dependiente, si una persona desea o no realizar el pago ofrecido en la entrevista. El total de predicciones correctas es del 84,69%, siendo mayor el porcentaje de aciertos para el caso de rechazar el pago (90,78%) que para el caso de aceptar el pago (70,00%). SegĂşn Amirnejad y otros (2006), el modo mĂĄs eficiente de estimar la disposiciĂłn a pagar es a travĂŠs de la integraciĂłn numĂŠrica de 0 a la oferta mĂĄxima realizada por un individuo, una vez se han estimado los parĂĄmetros a travĂŠs del modelo logit con socioeconĂłmicas de la tabla 1, el resultado obtenido es el que se muestra en la ecuaciĂłn: đ??¸ đ??ˇđ??´đ?&#x2018;&#x192; = 0 1 6 0 1 đ?&#x2018;&#x2019; 0 . 0 2 7 5đ?&#x2018;Ľâ&#x2C6;&#x2019;1.3592+1=55.92â&#x201A;Ź Con el criterio de agregaciĂłn elegido, los ciudadanos que se pueden beneficiar del uso y disfrute de la vĂa pecuaria, se ha obtenido un valor de la CaĂąada Real del Reino de Valencia de 111.767.080,32â&#x201A;Ź. Si bien los resultados obtenidos en los mĂŠtodos de valoraciĂłn realizados, muestran que la CaĂąada Real del Reino de Valencia es un activo ambiental muy considerado en Valencia, tanto en su vertiente natural como parte del patrimonio histĂłrico y cultural; tambiĂŠn se debe remarcar

deâ&#x20AC;Š Nivelâ&#x20AC;Š significatividadâ&#x20AC;Š 0,0000Â 0,0000Â 0,0000Â 0,0000Â 0,0000Â 0,0000Â 0,0000Â 0,0000Â 0,0000Â

deâ&#x20AC;Š

Â 1. Modelo logit de la pregunta dicotĂłmica con variables socioeconĂłmicas. Tabla Nota: N= 307, porque se han excluido aquellas encuestas donde habĂa algĂşn valor perdido. La Pseudo R2 calculada es la propuesta por Veall and Zimmermann (1992). 49

que los datos numéricos obtenidos deben tomarse con la prudencia necesaria, pues, aunque nos señalan indicios para llevar a cabo una política económica de gasto público para la recuperación de éstas vías, no se pueden tomar como única referencia. Referencias 1. Como señala Portney (1994), es importante hacer notar que lo que se trataba no era pronunciarse sobre la legitimidad de los valores de existencia, si no determinar si la técnica era o no válida para medir dichos valores (Paul R. Portney fue uno de los miembros de la comisión de expertos). 2. En Mitchell y Carson (1989) se ofrece un detallado análisis de este método. 3. Estos métodos se basa en una relación de complementariedad débil entre el bien ambiental y el bien privado (Mäller, 1974). Para una explicación de estos métodos se puede consultar Azqueta (1994) y Braden y Kolstad (1991). 4. El lector interesado en la polémica entre los detractores y los defensores del método puede consultar, por un lado, Diamond y Hasuman (1994), Diamond (1996) y Fisher (1996) y, por otro, Hanemann (1994 y 1996) Bibliografía Amirnejad, H., Sadegh, K., Assareh, M. H., & Ahmadian, M. (2006). Estimating the existence value of north forests of Iran by using a contingent valuation method. Ecological Economics , 58, 665-675. Azqueta, D. (1994). Economia ambiental y valoración de espacios naturales en España: primeros resultados. Economistas , 64 extraordinario. Bishop, R. C., Brown, T. C., & Champ, P. A. (1996). Which Response Format Reveals the Truth about Donations to a Public Good? Land Economics , 72 (2), 152-166. Braden, J. B., Kolstad, C. D., & Miltz, D. (1991). Theory and Methos. In J. B. Braden, & C. D. Kolstad, Measuring the demand for environmental quality. North Holland. Diamond, P. A., & Hausman, J. A. (1994). Contingent valuation: is some number better than no number? Journal of Economic Perspectives , 84, 45-64. Fisher, A. C. (1996). The conceptual underpinnings of the contingent valuation metho. In D. J. Bjornstad, & J. R. Kahn (Eds.), The contingel valuation of environmental resources: methodological issues and research needs. Brookfield, VT: Edwar Elgar Publishing Company.

Freeman III, A. M. (1992). Panorámica de las metodologías de valoración. In A. Ferreiro, D. Azqueta, & J. d. Andalucía (Ed.), Evaluación económica de los costes y beneficios de la mejora ambiental. Sevilla: Monografías de Economia y Medio Ambiente. Haneman, W. M. (1994). Valuing the environment though contingent valuation. Journal of Economic Perspectives , 8 (4), 19-43. Hanemann, M. (1996). Theory versus data in the contingent valuation debate chapter 3. In J. Bjornstad, & L. Kahn (Eds.), The Contingent Valuation of Environmental Resources: Methodological Issues and Research Needs. Chentelham, UK: Edwar Elgar. Mäller, K. G. (1974). Environmental Economics: A Theoritical Inquiry. Baltimore: The John Hopkins University Press for Resources for the future. Mitchell, R. C., & Carson, R. T. (1989). Using Surveys to Value Public Coods: The Contingent Valuation Method. Washington, D.C.: Resources for the Future. Portney, P. R. (1994). The contingent valuation debate: why economists should care. Journal of Economic Perspectives , 8 (4), 3-17. Riera, P. (1994). Manual de valoración contingente. Madrid: Instituto de Estudios Fiscales. Schulze, M. (1993). Embedding effects in the contingent valuation of public goods. Resource Energy Economy (23), 149-173. Schulze, W., Rowe, R. D., & Brefle, W. (1996). A test for payment card biases. Journal of Environmental Economic Management (313), 178-185. Veall, M., & Zimmermann, K. (1992). Pseudo-R2´s in the Ordinal Probit Model. Journal of Mathematical Sociology (16), 333-342.

NOTICIAS Colegios Oficiales de Ingenieros Agr贸nomos de Arag贸n, Navarra y Pais Vasco; Asturias; Extremadura; Murcia y Levante y su Consejo General.

www.coial.org 51

El proyecto para la Conservación de la Huerta de Burjassot galardonado con el Premio San Isidro 2011

El COIAL premia -también- el proyecto de una Fábrica de croquetas congeladas de pescado en Chiva. El pasado 10 de mayo, el Jurado del Premio San Isidro en el COIAL decidió otorgar el premio este año a la ingeniera Raquel García Martín. Esta joven recibió la recompensa a su proyecto, que consistía en la dotación de infraestructuras para la conservación de la Huerta de Burjassot. El jurado, compuesto por D. Joaquín Julián Pastor Pérez, D. Rafael Aranda Espí, D. Roberto Ortuño Macián y D. José Carbonell Castelló, creyó oportuno que este proyecto recibiera este premio, argumentando – entre otros- que hacia un diagnóstico muy interesante del entorno; tratando los puntos de vista productivo, ambiental, paisajístico y cultural. 52

Además, se trata de un proyecto muy maduro, ya que aborda de manera muy seria el problema de las huertas próximas a las ciudades y analiza en profundidad su dimensión y relevancia, ya que sobrepasa lo estrictamente físico y le otorga la calidad de testigo histórico y legado cultural milenario. En definitiva, dotándola de una solución sostenible. Mejor proyecto: Industria Agroalimentaria El COIAL también premió el proyecto final de carrera -procedente de la Escuela Técnica Superior de Ingenieros Agrónomos de Valencia- de la Ingeniera Cristina Domínguez Jáñez, un proyecto de una fábrica de croquetas congeladas de pescado que fue pensado para poder adaptar la producción a los gustos de los consumidores

potenciales, ofreciendo soluciones tecnológicas con el fin de producir croquetas de autor o delicatesen, y además satisfacer las demandas de los consumidores orientales o adaptar la producción para consumidores con intolerancias. El decano del COIAL, Baldomero Segura García del Río, destacó la calidad y la repercusión de los proyectos que han sido premiados. Asimismo, subrayó que estos dos trabajos “son ejemplo de cómo los ingenieros agrónomos debemos seguir trabajando para beneficio del ser humano, bien velando por la alimentación segura, variada y de calidad o bien mejorando el espacio físico más próximo para el beneficio y disfrute presente y futuro de todos los ciudadanos”. El Director General de Producción Agraria, Ganadería y Pesca, Manuel Laínez Andrés, fue el invitado de honor de la cena y encargado de entregar los galardones a las dos jóvenes premiadas. Reconocimiento a toda una profesión Además, el COIAL, aprovechó la celebración de San Isidro para reconocer la trayectoria profesional de algunos de sus miembros. A todos ellos se les felicitó por sus 50 años como colegiados y se les agradeció su apoyo por la promoción y mejora de nuestra profesión. El acto que se celebró en el Veles e Vents acudieron alrededor de 550 personas. El evento estuvo patrocinado (listado en página siguiente) por denominaciones de origen como Vinos de Alicante, Utiel-Requena, Vinos del Mediterráneo o Arroz de Valencia, entre otros. San Isidro en Alicante y Castellón También en Alicante y Castellón e Islas Baleares se celebró la festividad de San Isidro. En Alicante tuvo lugar el día 20 de mayo en el restaurante Aldebarán, donde acudieron alrededor de 60 personas y al acto de Castellón fueron 30 personas. Cabe destacar que en las Islas Baleares celebraron la festividad 32 asistentes en Palma de Mallorca y 10 asistentes en Menorca.

Patrocinadores de San Isidro 2011

Nombramientos de las Consellerías A pesar de los cambios en el nuevo Consell, la Conselleria de Agricultura, Pesca, Alimentación y Agua (nueva competencia incorporada en la Conselleria), mantiene a la Honorable Maritina Hernández como consellera. Además, Manuel Lainez Andrés continúa también como Director General de Producción Agraria, Ganaderia y Pesca, aunque asumiendo nuevas competencias en su dirección; mientras que Marta Valsangiacomo Gil pasa de estar en la Dirección General de Comercialización a la Dirección General de Empresas Agroalimentarias y Desarrollo, también asumiendo nuevas competencias como Manuel Lainez. José Maria Benlliure Moreno fue nombrado director general del Agua, competencia que antes asumia la Conselleria de Medio Ambiente.

José Monzonis es el nuevo secretario autonómico de Agricultura, Pesca, Alimentación y Agua. Nacido en Onda en 1962, es Ingeniero Industrial Superior, con formación de postgrado en Dirección de Empresas por la Escuela de Negocios Luis Vives y la IE Business School. Margaret Mercadal Camps, ingeniero agrónomo especializada en industrias alimentarias y medio ambiente, ha sido nombrada Directora General del Medio Rural y Marino de la Consellería de Agricultura, Medio Ambiente y Territorio del Gobierno de las Islas Baleares que dirige el expresidente de Asaja-Balears, Gabriel Company. La incorporación de Margaret Mercadal a un cargo ejecutivo en el Govern motivó su renuncia como diputada del PP-Menorca en el Parlament.

Desde el Colegio de Ingenieros Agrónomos queremos hacerle llegar nuestra más sincera enhorabuena y expresarle nuestros mejores deseos en esta nueva etapa profesional.

Aprobado el Real Decreto 138/2011 de seguridad para instalaciones frigoríficas y sus instrucciones técnicas complementarias. El pasado 4 de febrero, el BOE publicaba la aprobación del Reglamento de Seguridad para las Instalaciones Frigoríficas y sus instrucciones técnicas complementarias. En julio de 2011, seis meses después de su aprobación, entró en vigor. La aprobación de este nuevo Real Decreto 138/2011, ha sido imprescindible para la adaptación a los avances tecnológicos en este campo. El nuevo Real Decreto que establece el Ministerio de Industria, Turismo y Comerció que será vigente en septiembre, elaborará una Guía Técnica para la aplicación práctica del Reglamento y sus instrucciones técnicas.

Nueva Ley de seguridad alimentaria y nutrición El pasado 5 de julio se aprobó la Ley 17/2011, de Seguridad Alimentaria y Nutrición. Esta Ley atenderá aspectos clásicos de la Seguridad Alimentaria, como la detección y eliminación de riesgos físicos, químicos y biológicos pero además dará relevancia a los riesgos nutricionales de la sociedad de hoy en día como la obesidad infantil y juvenil. Las autoridades confían en que la nueva Ley de Seguridad Alimentaria y Nutrición sea un instrumento de gran valor para favorecer hábitos de alimentación saludables. Uno de los puntos clave que establece la Ley es la revisión periódica de la Estrategia NAOS (Estrategia de la nutrición, actividad física y prevención de la obesidad). La Agencia Española de Seguridad Alimentaria y Nutrición establecerá unos criterios mínimos para todo el territorio nacional en materia de formación de Manipulador de Alimentos, complementando así la normativa vigente. La ley establece como infracción entre otras, el incumplimiento de los requisitos de formación o instrucción de cada manipulador de alimentos.