COMBUSTIÓN DE RESIDUOS SÓLIDOS MUNICIPALES EN UN SISTEMA DE
Enviado por • 21 de Enero de 2013 • 6.266 Palabras (26 Páginas) • 509 Visitas
COMBUSTIÓN DE RESIDUOS SÓLIDOS MUNICIPALES EN UN SISTEMA DE
LECHO FLUIDIZADO EXPERIMENTAL
Combustion of municipal solid wastes in an experimental fluidized bed system
G López-Ocaña, RG Bautista-Margulis , JR Hernández-Barajas, RA Saucedo-Terán, HO Rubio-Arias
(GLO)(RGBM)(JRHB) División Académica de Ciencias Biológicas, UJAT. 0.5 km Carretera Villahermosa - Cárdenas.
Villahermosa 86000 Tabasco, México. margulis@cicea.ujat.mx
(RAST) Campo Experimental Campana-Madera, Instituto Nacional de Investigaciones Forestales, Agrícolas y Pecuarias
(HORA) Facultad de Zootecnia, Universidad Autónoma de Chihuahua, Chihuahua, Chih., México
Artículo recibido: 23 de abril de 2007, aceptado: 5 de mayo de 2008
RESUMEN. La incineración vía combustión en lecho fluidizado es una tecnología limpia que se emplea en el tratamiento
de residuos sólidos municipales (RSM) y sus principales virtudes son la reducción del volumen de residuos así
como la recuperación potencial de energía. En este contexto, se evaluó la eficiencia de combustión y la emisión de
gases de un prototipo experimental de lecho fluidizado para el tratamiento térmico de RSM generados en Villahermosa,
Tabasco. Se realizaron cinco pruebas experimentales utilizando RSM colectados en el centro de la ciudad. Las pruebas
experimentales se llevaron a cabo bajo las siguientes condiciones: exceso de aire de 281 %, un tamaño de partícula de
arena de 0.8 mm y una altura estática de lecho de 0.2 m. La eficiencia de combustión varió de 54 a 82% a una temperatura
de lecho entre 770 y 914 C, y fue correlacionada significativamente con un modelo de regresión de mínimos
cuadrados (R2 = 0.87; p < 0.01). A temperaturas menores a 820 C, la composición y la falta de homogenización de
los RSM afectaron la eficiencia de combustión (54 - 64 %), ya que produjeron un incremento de las emisiones de CO
(1 092 ppm). Sin embargo, a temperaturas de lecho mayor a 850 oC, se alcanzaron altas eficiencias de combustión
(80 - 82 %), en donde las concentraciones máximas de emisiones para SO2 (55 ppm) y NOx (32 ppm) no superaron
los niveles máximos permisibles establecidos en la NOM-098-SEMARNAT-2002. El prototipo experimental propuesto
demostró ser técnica y ambientalmente factible para el tratamiento de RSM vía la tecnología de lechos fluidizados.
Palabras clave: Eficiencia de combustión, residuos sólidos municipales, lecho fluidizado.
ABSTRACT. Incineration via fluidized-bed combustion is a clean technology which is employed in the treatment of
municipal solid waste (RSM) and its main capabilities are volume reduction and the possibility of energy recovery. In this
context, the combustion efficiency and flue gas composition of an experimental fluidized-bed prototype were evaluated
after RSM thermal treatment generated in Villahermosa, Tabasco. Five experimental tests were conducted by using
RSM collected in the city downtown. The experimental tests were carried out under the following conditions: excess air
of 281 %, bed particle size of 0.8 mm and static bed height of 0.2 m. The combustion efficiency varied from 54 to 82%
at a bed temperature between 770 and 914 C, being significantly correlated to a minimum square regression model
(R2 = 0.87, p < 0.01). At bed temperatures lower than 800 C, the RSM’s composition and inhomogeneity affected the
combustion efficiency (54 - 64 %), giving rise to an increase in CO emissions (1 092 ppm). At bed temperatures greater
than 850 C, however, high combustion efficiencies (80 - 82 %) were achieved with maximum SO2 (55 ppm) and NOx
(32 ppm) emission levels complying with the maximum permissible levels established in the NOM-098-SEMARNAT-
2002. The proposed experimental prototype was demonstrated to be both technically and environmentally feasible for
RSM treatment via fluidized bed technology.
Key words: Combustion efficiency, municipal solid waste, fluidized bed.
89
López-Ocaña et al.
24(2):89-100,2008
INTRODUCCIÓN
El manejo, tratamiento y disposición de los
residuos sólidos municipales (RSM) representa un
reto para las autoridades sanitarias. Como consecuencia,
una serie de estatutos de control y limpieza
se han generado: GA Tech = prototipo diseñado por
la Compañía GA Tech. Inc. (Rickman et al. 1985),
EIC-EPI = prototipo desarrollado por Energy Incorporated
Company (EIC) (Rickman et al. 1985), Saxena
= prototipo desarrollado a escala piloto por
Saxena & Jotshi (1994), LIN = prototipo desarrollado
por Lin et al. (1997) y DACBIOL = prototipo
desarrollado por los autores de este artículo. para
hacer más eficiente el manejo y disposición de estos
desechos. En un futuro se espera que los métodos
tradicionales que presentan un menor costo, como
lo es el relleno sanitario y la inyección subterránea
sean remplazados por métodos como la incineración.
Esta afirmación se basa en la información que demuestra
que los sistemas de incineración logran alto
grado de destrucción y control de residuos (Hristov
2002).
La incineración utiliza la descomposición térmica
mediante el proceso de oxidación a alta temperatura
(800 - 1 100 oC) y como consecuencia destruye
la fracción orgánica del residuo y se reduce
el volumen. Este método debe cumplir criterios de
funcionamiento y operación; es decir, una alta eficiencia
de combustión, destrucción y remoción de
gases tóxicos, un límite permisible en la emisión de
partículas, un monitoreo semicontínuo en el proceso,
una temperatura mínima específica así como niveles
aceptables de tiempo de residencia de los gases
generados en el combustor (Kaynak et al. 2005; Lin
et al. 2005). Diversas tecnologías de incineración se
han desarrollado para diferentes tipos y formas físicas
de residuos destacándose diseños de inyección
líquida, hornos rotatorios, hornos fijos y lechos fluidizados
(Oppelt 1986; Kisuk 1998). Los combustores
de lecho fluidizado representan una de las tecnologías
más prometedoras para la incineración de
residuos orgánicos, plásticos, lodos contaminados y
biomasa (Hristov 2002; Lin et al. 2003; Fang et al.
2004; Yan et al. 2005).
La combustión debe ser controlada para reducir
las emisiones a la atmósfera, por lo que se
ha estudiado la correlación entre la temperatura, el
tiempo de residencia y el grado de emisión (Wang
1993; Johansson et al. 2004). En la operación de
una planta piloto de lechos fluidizados, los investigadores
Saxena & Jotshi (1994) registraron emisiones
de SOx entre 20 y 35 ppm, de NOx entre 100
y 139 ppm, así como porcentajes de oxígeno en la
corriente de gas de 13.4 y 16.1 %. Swithenbank et
al. (1997) encontraron que en un incinerador de residuos
clínicos, la concentración de oxígeno fue de
16.9% en la corriente de salida del gas. Por otro lado,
Hasfelriis (1987) y Wang (1993) han registrado
que ciertas condiciones de operación minimizan la
formación de CO y reducen la emisión de dioxinas y
furanos. Wiley (1987) sugirió un nivel de oxígeno de
1 a 2% en volumen como mínimo, involucrando un
incremento de 5 a 10% de exceso de aire al sistema,
para alcanzar la oxidación óptima del combustible y
evitar la formación de monóxido de carbono (CO).
La generación excesiva de RSM acorta cada
vez más la vida útil de los rellenos sanitarios y sitios
de disposición final; por ello, es necesario evaluar
e implementar alternativas de tratamiento que no
sólo disminuyan el volumen y área sino que puedan
ofrecer beneficios económicos y energéticos como
lo ofrecen los lechos fluidizados, los cuales son
ambientalmente factibles. El objetivo fue evaluar la
eficiencia de un combustor de lecho fluidizado en
el tratamiento de RSM de un sector de la ciudad
de Villahermosa en el estado de Tabasco, bajo las
condiciones climáticas en el trópico húmedo caracterizadas
por elevadas temperaturas (30 - 45 oC) y
humedad relativa (60 - 80 %). El prototipo fue diseñado
y construido a escala experimental para las
condiciones específicas de operación que se detallan
en este estudio. Un segundo objetivo fue determinar
la concentración de contaminantes gaseosos (CO,
NOx y SOx) producidos durante el proceso de combustión
de los RSM y establecer si las descargas se
encuentran dentro de los límites permisibles por la
normatividad ambiental Mexicana vigente (Anónimo
2002). Esta información será de utilidad para
el desarrollo de combustores de lecho fluidizado y
su potencial implementación a mayor escala para el
tratamiento de combustibles específicos de bajo po-
90
Combustión de residuos sólidos municipales en lecho fluidizado
24(2):89-100,2008
Figura 1. Esquema del prototipo experimental de lecho fluidizado utilizado en el presente estudio.
Figure 1. Design of the experimental fluidised-bed prototype used in this study.
der calorífico como los RSM, ya que aun no existe
ningún diseño que domine y controle el campo por
lo que la investigación continúa.
MATERIALES Y MÉTODOS
Caracterización de los RSM
Los muestreos de RSM se realizaron de acuerdo
a las especificaciones establecidas en las Normas
Técnicas Mexicanas (Anónimo 1985a; Anónimo
1985b; Anónimo 1985c). Sin embargo, para fines
prácticos, el trabajo de campo se desarrolló en
las instalaciones del basurero municipal identificado
como “Loma de Caballo”, el cual se encuentra
ubicado a 10 km al noroeste de la ciudad de Villahermosa,
Tabasco. Para la cuantificación de los
RSM se utilizaron métodos indirectos así como el
conteo de carga y número de camiones (Tchobanoglous
et al. 1994). Los muestreos para determinar
la generación de basura normalmente se aplicaron
por un periodo de ocho días y su análisis se realizó
en siete días. La basura recolectada el primer día
fue desechada por considerarse una muestra poco
representativa. Para el caso específico de este estudio
se consideraron seis sectores: centro (S1: 17o 59’
04.95” N, 92o 56’ 14.19” O), noroeste (S2: 18o 00’
10.18” N, 92o 56’ 59.98” O), sur-suroeste (S3: 17
o 58’ 10.94” N, 92o 58’ 09.94” O), nor-noreste (S4:
18o 01’ 17.31” N, 92o 53’ 56.80” O), este (S5: 17o
58’ 47.17” N, 92o 54’ 51.88” O) y zona conurbana
(S6: alrededor del área urbana). Dentro de cada
sector se realizaron muestreos tres veces por semana.
Este muestreo permitió observar y cuantificar la
generación de residuos aprovechables, dado que el
municipio cuenta con una clasificación y cuantificación
de productos y subproductos. El sector con
91
López-Ocaña et al.
24(2):89-100,2008
mayor generación de RSM fue considerado como la
materia prima para la evaluación del combustor de
lecho fluidizado. La mezcla (MZ1) de los RSM del
Sector 1 de la ciudad de Villahermosa se formuló,
a partir de las características de los residuos, para
su tratamiento en el prototipo de lecho fluidizado.
Con base en esta información se procedió a ajustar
un modelo de regresión de mínimos cuadrados.
Características de diseño y operación del combustor
experimental
El prototipo propuesto consiste en tres secciones
cilíndricas de diámetro interno de 0.1 m de
acero al carbón cédula 40 (Figura 1). La sección
inferior (lecho) presenta una altura de 0.45 m, el
plenum es de 0.25 m y las secciones restantes son
de 0.50 m de altura. El prototipo tiene dos entradas
laterales opuestas en forma de “V” con un ángulo
de 45o hacia la pared del mismo. Estas entradas se
emplean para introducir el quemador piloto durante
el arranque y como mirilla o puerto de observación.
La sección del lecho posee una entrada que sirve
para la alimentación de los RSM. En cada sección
del prototipo se encuentran orificios sellados con tapones
macho de 0.127 m de diámetro, en donde se
enroscan los termopares, y dos orificios adicionales
ubicados en la sección del lecho que funcionan como
indicadores de caída de presión. Además, con el
objetivo de evitar la salida de partículas, como ceniza
o arena que fuesen arrastradas desde el lecho por
la corriente de aire, se construyó un tubo de acero
inoxidable. Este tubo con un diámetro de 0.1 m se
une al espacio libre (freeboard region) con una chimenea
de lámina galvanizada. El material del lecho
consistió de arena sílica con un tamaño promedio
de partícula de 0.8 mm de diámetro. La arena fue
debidamente tamizada para obtener el tamaño de
partícula requerida para la fluidización.
El plenum contiene el plato distribuidor de gas
y aire. El plato fue elaborado con acero inoxidable
de un diámetro interno de 0.1 m y un espesor de
0.01 m. Las toberas verticales de aire y de gas, éste
último utilizado para iniciar la combustión, se componen
de un tubo de acero inoxidable de 9 mm de
diámetro y 54 mm de longitud. El extremo superior
está cerrado, con cuatro orificios equidistantes de 2
mm de diámetro.
Los equipos auxiliares del sistema de combustión
fueron el triturador de residuos, quemador piloto,
termopares, tanque de gas natural, compresor
de alimentación de aire, ducto de gases de combustión
y temperatura, analizador de gases y chimenea
de salida de los gases de combustión. El quemador
piloto fue construido mediante un soplete de soldadura
de oxígeno y acetileno. La parte superior fue
construida de acero inoxidable, con un diámetro interno
de 0.0254 m, en donde se encuentra un tubo
concéntrico que transporta el gas. En la parte externa
del tubo concéntrico se alimenta el aire donde
se mezcla en una boquilla de acero inoxidable.
La alimentación de los RSM se realizó en forma
manual y discontinua. Los RSM funcionaron como
un reactor por lotes o flujo discontinuo. Previo
a su incorporación al lecho, los RSM se trituraron
con el propósito de obtener un tamaño promedio
de 5 mm de diámetro. La temperatura en el lecho
(TL), en el espacio libre y en la salida de gases de
combustión fue medida con termopares tipo “K” de
acero inoxidable con intervalos de temperatura de -
129 a 1371 oC, con un intervalo de error de ± 0.1 %.
La temperatura fue registrada en un panel de control
Pro TM 45, 43/4 Digit Microprocessor Based
Temperature/Process Indicator. El aire de alimentación
para el quemador piloto y para el sistema de
combustión fue proporcionado con un compresor de
0.56 m3 min−1, con una presión de 14 kgf * cm−2.
La concentración y temperatura de gases de combustión
fue determinada con un analizador portátil
marca TESTO 300 M&XL.
Cinco pruebas fueron conducidas. La primera
(C1) sirvió para calibrar el prototipo y se aplicó un
intervalo en la temperatura de 770 a 914 oC. Las
pruebas (C2), (C3) y (C4) se efectuaron en un intervalo
de temperaturas de 850 hasta 900 oC, ya
que en este intervalo suelen operarse las unidades
de incineración. Los resultados se graficaron considerando
la eficiencia como variable dependiente y la
temperatura como variable independiente para observar
alguna tendencia y luego se ajustó al modelo
de regresión apropiado. La última prueba (C5) se
corrió para analizar un amplio intervalo de temperaturas,
desde 400 hasta 900 oC, utilizando la mis-
92
Combustión de residuos sólidos municipales en lecho fluidizado
24(2):89-100,2008
ma mezcla, pero con un mezclado más eficiente de
los RSM. Todas las pruebas se realizaron bajo las
siguientes condiciones: 1 a 3 h de tiempo de operación,
66 a 90 g min−1 de flujo másico, 400 a 900
oC de temperatura de lecho, 0.35 a 1.06 kg cm−2
de suministro de aire, 12 a 16.9% de exceso de oxígeno,
0.2 m de altura estática del lecho, 0.8 mm de
diámetro promedio de arena y 5 mm de diámetro
promedio de residuo.
Eficiencia de combustión
La eficiencia de combustión () se determinó
midiendo la generación de monóxido de carbono y
de bióxido de carbono. Estas concentraciones fueron
medidas con el analizador de gases de combustión,
utilizando en su programación un cálculo de la eficiencia
de combustión de acuerdo a:
= 100 −
"
knet
Tg − Ta
Cco2
+
X
210 + 2,1Tg − 4,2Ta
1000Qgr
+
k1QgrCco
QnetCco2 + Cco
!#
(1)
donde Tg es la temperatura del flujo de gas, Ta es
la temperatura ambiental, CCO2 es la concentración
del CO2 evaluado, CCO es la concentración del CO
evaluado, X = contenido de humedad más el contenido
de hidrógeno en el combustible y son constantes
knet = 0.39, k1 = 40, Qgr = 53.42, Qnet =
48.16.
En forma adicional se determinó la concentración
de monóxido de nitrógeno (NO), óxidos de
nitrógeno (NOx) y bióxido de azufre (SO2) en el flujo
de gases de combustión. Las concentraciones de
los gases fueron evaluadas en periodos de 10 a 15
min después de alcanzar las condiciones estables de
operación deseadas en cada prueba efectuada. En
este estudio se ha considerado que la condición de
estabilidad del sistema se alcanza cuando la temperatura
del lecho permanece constante durante cinco
minutos. La variable de operación que es utilizada
para fijar la temperatura del lecho es el flujo de alimentación
de residuos.
RESULTADOS
La estimación sobre la cantidad de RSM generados
en los seis sectores de la ciudad de Villahermosa
mostró que el sector centro (S1) fue el sector
con mayor generación de RSM, con una producción
de 210 t día−1 y una densidad promedio de 230.3
kg m−3. Los otros cinco sectores produjeron menores
cantidades de peso volumétrico y generación de
RSM (Tabla 1). En promedio, los seis sectores generaron
740 t día−1 de RSM durante todo el periodo
de muestreo. En algunos sectores, ciertos materiales
reciclables son recuperados antes de su disposición
final. En México, esta pre-selección de material
de reciclaje es conocida como pepena. Debido a la
pepena, la información mostrada en la Tabla 1 no
representa la generación real de RSM sino la composición
de los RSM en el sitio de disposición final.
De acuerdo a lo previamente establecido, se decidió
que el S1 sería el que aportara la materia prima para
la evaluación del combustor de lecho fluidizado, ya
que este sector representa aproximadamente el 30%
del volumen total de RSM generados en la ciudad y
la pepena disminuyó la cantidad de materiales reutilizables
tales como telas y trapos, aluminio, unicel,
cartón y latas. Los RSM en el S1 contuvieron los
siguientes subproductos: plástico rígido (10 %), papel
(17.27 %), polietileno (15.45 %), cartón plastificado
(7.27 %), materia orgánica (43.63 %), vidrio
(3.18 %) y residuos finos (2.74 %). Finalmente, los
análisis de composición elemental a los residuos generados
en cada sector fueron determinados (Tabla
2).
Las eficiencias de combustión fueron de 54.4 a
82.3% en la prueba experimental C1. La concentración
de CO disminuyó de 300 hasta 96 ppm cuando
la temperatura fue fijada en 820 y 900 oC, respectivamente.
La concentración de CO decreció significativamente
en temperaturas mayores a 800 oC,
Por el contrario, los valores de bióxido de carbono
(CO2), monóxido de nitrógeno (NO) y de óxidos de
nitrógeno (NOx) se incrementaron en la medida en
que se aumentó la temperatura por arriba de 820
oC hasta llegar a 914 oC. La concentración de SO2
no presentó una tendencia clara. Sin embargo, con
la mayor temperatura empleada en los experimen-
93
López-Ocaña et al.
24(2):89-100,2008
Tabla 1. Generación de residuos sólidos municipales (RSM) por sectores en la ciudad de Villahermosa.
Table 1. Creation of RSM in each area of the city of Villahermosa.
Sector 1 Sector 2 Sector 3 Sector 4 Sector 5 Sector 6
Peso volumétrico kg m−3 230.3 ± 49.7 203.7 ± 11.3 216.3 ± 8.7 215.9 ± 14.1 180.3 ± 29.7 200.2 ± 19.8
Generación ton día−1 210.0 ± 50.0 160.0 ± 40.0 100.0 ± 40.0 70.0 ± 30.0 92.0 ± 18.0 115.0 ± 35.0
Subproductos Porcentaje ( %)
Plástico rígido 10.0 ± 2.3 2.7 ± 3.1 26.7 ± 7.2 26.3 ± 3.4 12.7 ± 3.2 13.0 ± 3.3
Papel 17.3 ± 5.8 5.9 ± 6.3 15.8 ± 4.2 7.0 ± 3.4 29.0 ± 3.5 11.2 ± 1.2
Polietileno 15.5 ± 1.2 9.7 ± 1.6 12.7 ± 2.2 11.9 ± 2.5 9.9 ± 1.4 8.9 ± 1.3
Cartón plastificado 7.7 ± 1.0 6.3 ± 1.0
Materia orgánica 43.6 ± 5.4 47.9 ± 5.6 29.0 ± 8.2 29.0 ± 8.1 30.3 ± 3.9 47.7 ± 6.3
Vidrio 3.2 ± 4.0 10.3 ± 3.9 4.6 ± 2.3 0.9 ± 2.7
Residuos finos 2.7 ± 3.0 11.9 ± 2.3 1.7 ± 3.9 3.9 ± 3.8
Telas o trapos 2.9 ± 0.2 1.0 ± 0.3 2.3 ± 0.1
Aluminio 2.2 ± 1.2 9.9 ± 3.2
UNICEF 6.8 ± 2.8 0.9 ± 0.3
Cartón 8.3 ± 3.1 11.3 ± 3.6
Latas 7.5 ± 1.5 14.4 ± 2.8 5.8 ± 2.5
Tabla 2. Componentes elementales de los residuos sólidos municipales (RSM) de muestras compuestas por
cada sector (C) = Carbono, (H) = Hidrógeno, (O) = Oxígeno, (N) = Nitrógeno, (S) = Azufre. El oxígeno
se calculó por la diferencia al medir los porcentajes de los otros cuatro componentes.
Table 2. RSM elemental components in compound samples for each area (C) = Carbon, (H) = Hydrogen, (O)
= Oxygen, (N) = Nitrogen, (S) = Sulfur. The oxygen was calculated through the difference after measuring
the percentages of the other four components.
Sector Composición elemental (% en peso) Cenizas Humedad
C H O N S
1 32.7 ± 4.3 4.6 ± 0.2 20.6 ± 1.4 1.4 ± 0.4 2.0 ± 0.2 20.1 ± 7.9 18.6 ± 1.4
2 41.5 ± 0.5 5.9 ± 0.1 30 ± 1.0 3.4 ± 0.1 0.3 ± 0.1 5.2 ±4.1 13.7 ± 2.3
3 26.3 ± 3.7 5.5 ± 0.5 28 ± 3.0 0.3 ± 0.2 0.2 ± 0.1 7 ± 3.8 32.7 ± 3.7
4 34.4 ± 3.6 4.3 ± 0.7 32.2 ± 4.85 1.8 ± 0.1 0.5 ± 0.05 4 ± 0.2 22.8 ± 0.2
5 42.2 ± 0.8 5.5 ± 0.5 29.3 ± 2.3 1.6 ± 0.3 0.3 ± 0.1 2.2 ± 0.8 18.9 ± 0.2
6 34.2 ± 3.8 5 ± 1.0 30.6 ± 3.3 0.4 ± 0.2 2.3 ± 0.1 3.6 ± 0.1 23.9 ± 1.9
tos se obtuvo una concentración de 11 ppm, valor
que superó claramente lo observado con las otras
temperaturas (Tabla 3).
En los datos aportados por las pruebas C1,
C2, C3 y C4 (Tabla 3), la eficiencia del prototipo
se incrementó en la medida en que se aumentó la
temperatura, hasta llegar a un punto donde no fue
observable este incremento, sino por el contrario,
tendió a decrecer. Los datos estadísticos presentaron
un valor de R2 de 0.87 (Figura 2) el cual resultó
ser altamente significativo (p < 0.01). En el modelo
estimado, la eficiencia aumentó linealmente 2.67
puntos de eficiencia por cada grado centígrado incrementado
entre los 770 y 817 oC. Sin embargo, la
tendencia parabólica muestra que disminuyen 0.002
unidades de eficiencia por cada unidad de incremento
en la temperatura, a partir de una temperatura
del lecho de 900 oC.
Los datos obtenidos en C5 mostraron que la
eficiencia de combustión presentó una tendencia significativamente
creciente con respecto a la temperatura
y la concentración de CO disminuyó en la
medida que se incrementó la temperatura de operación
(Figura 3). En 400 oC se obtuvo una eficiencia
de aproximadamente 43% en comparación con una
eficiencia de alrededor de 80% en una temperatura
de 900 oC. Por su parte, la concentración de CO
fue de 1 973 ppm para la menor temperatura, mientras
que esta concentración disminuyó hasta alcanzar
237 ppm en la temperatura mayor.
94
Combustión de residuos sólidos municipales en lecho fluidizado
24(2):89-100,2008
En los datos aportados por las pruebas C1,
C2, C3 y C4 (Tabla 3), la eficiencia del prototipo
se incrementó en la medida en que se aumentó la
temperatura, hasta llegar a un punto donde no fue
observable este incremento, sino por el contrario,
tendió a decrecer. Los datos estadísticos presentaron
un valor de R2 de 0.87 (Figura 2) el cual resultó
ser altamente significativo (p < 0.01). En el modelo
estimado, la eficiencia aumentó linealmente 2.67
puntos de eficiencia por cada grado centígrado incrementado
entre los 770 y 817 oC. Sin embargo, la
tendencia parabólica muestra que disminuyen 0.002
unidades de eficiencia por cada unidad de incremento
en la temperatura, a partir de una temperatura
del lecho de 900 oC.
Los datos obtenidos en C5 mostraron que la
eficiencia de combustión presentó una tendencia significativamente
creciente con respecto a la temperatura
y la concentración de CO disminuyó en la
medida que se incrementó la temperatura de operación
(Figura 3). En 400 oC se obtuvo una eficiencia
de aproximadamente 43% en comparación con una
Tabla 3. Gases de combustión obtenidos en las pruebas experimentales (de = desviación estándar; ee = error estándar).
Table 3. Flue gases obtained in the experimental tests (de = standard deviation; ee = standard error).
Temperatura Concentración (ppm)
Prueba del lecho (C) O2 (% vol ) CO2 (% vol) CO NO NOx SO2 T. Gas (C) ( %)
770.0 18.3 1.5 893.0 3.0 3.0 8.0 180.6 54.4
775.0 18.0 1.6 1092.0 3.0 4.0 7.0 183.2 57.5
780.0 17.8 1.8 662.0 2.0 2.0 5.0 195 57.9
793.0 16.4 2.5 789.0 6.0 6.0 5.0 226.0 63.6
800.0 18.0 1.7 821.0 5.0 6.0 6.0 2006.0 71.4
Prueba 1 820.0 17.5 1.9 810.0 2.0 2.0 4.0 183.0 62.2
875.0 19.2 3.2 215.0 10.0 10.0 5.0 178.0 76.0
879.0 15.3 3.2 275.0 9.0 10.0 3.0 174.6 77.9
885.0 14.1 3.8 355.0 8.0 8.0 4.0 179.7 75.7
900.0 14.5 3.6 278.0 11.0 11.0 2.0 191.2 76.4
914.0 14.5 3.6 96.0 8.0 8.0 11.0 187.0 82.3
de 55.3 1.8 0.9 335.1 3.3 3.3 2.5 14.5 9.8
ee 16.7 0.5 0.3 101.0 1.0 1.0 0.8 4.4 2.9
855.0 13.9 3.9 221.0 11.0 12.0 18.0 167.0 75.6
870.0 12.3 4.8 161.0 30.0 32.0 6.0 201.1 77.8
877.0 11.2 5.5 231.0 21.0 22.0 11.0 218.9 78.2
880.0 13.4 4.4 277.0 9.0 10.0 13.0 179.0 78.0
Prueba 2 886.0 11.9 5.0 229.0 21.0 22.0 7.0 212.0 77.6
890.0 13.6 4.1 222.0 7.0 8.0 15.0 185.0 77.1
891.0 12.6 4.7 372.0 15.0 16.0 12.0 209 78.4
895.0 13.6 4.1 189.0 10.0 11.0 13.0 181.0 80.1
897.0 16.9 2.2 551.0 8.0 8.0 11.0 193.0 76.8
de 13.5 1.6 0.9 120.3 7.8 8.2 3.7 17.4 1.2
ee 4.5 0.5 0.3 40.1 2.6 2.7 1.2 5.8 0.4
850.0 13.4 4.2 181.0 10.0 11.0 1.0 170.4 79.2
855.0 10.5 5.8 317.0 11.0 11.0 9.0 175.7 78.5
860.0 13.5 4.1 229.0 8.0 9.0 2.0 176.7 80.7
870.0 10.6 5.8 321.0 11.0 11.0 7.0 169.2 79.4
Prueba 3 870.0 13.5 4.2 203.0 3.0 6.0 1.0 150.9 81.0
873.0 12.6 4.5 256.0 8.0 9.0 3.0 157.3 80.9
885.0 9.7 6.3 184.0 4.0 4.0 1.0 197.3 81.4
890.0 13.3 4.3 274 .0 4.0 5.0 3.0 169.9 82.3
893.0 10.1 6.1 240.0 5.0 6.0 6.0 187.4 80.3
de 15.2 1.6 0.9 52.2 3.2 2.8 3.0 14.1 1.2
ee 5.1 0.5 0.3 17.4 1.1 0.9 1.0 4.7 0.4
95
López-Ocaña et al.
24(2):89-100,2008
Tabla 3. Continuación.
Table 3. Continued.
Temperatura Concentración (ppm)
Prueba del lecho (C) O2 (% vol ) CO2 (% vol) CO NO NOx SO2 T. Gas (C) ( %)
853.0 14.1 3.8 114.0 4.0 5.0 0 176.5 78.1
870.0 11.7 5.2 304.0 6.0 8.0 13.0 182.3 78.2
875.0 14.1 3.8 203.0 2.0 3.0 5.0 170.5 77.5
877.0 14.2 3.8 201.0 6.0 6.0 2.0 168.3 78.4
Prueba 4 880.0 13.4 4.0 210.0 12.0 13.0 1.0 186.2 78.8
880.0 13.7 4.0 296.0 6.0 7.0 6.0 169.9 78.4
880.0 13.8 40.0 325.0 8.0 9.0 5.0 168.3 81.6
881.0 13.9 3.9 180.0 6.0 7.0 1.0 171.4 78.1
890.0 12.8 4.5 220.0 6.0 9.0 13.0 170.4 78.2
de 10.2 0.8 12.0 67.9 2.7 2.8 4.9 6.5 1.2
ee 3.4 0.3 4.0 22.6 0.9 0.9 1.6 2.2 0.4
400.0 16.8 2.3 1973 2.0 3.0 25.0 145.0 43.0
500.0 19.9 2.6 1824 2.0 4.0 30.0 180.0 57.0
600.0 9.1 3.7 990.0 2.0 2.0 19.0 237.0 63.1
Prueba 5 700.0 19.6 4.7 322 6.0 6.0 8.0 170.0 71.6
800.0 19.7 4.3 303.0 8.0 9.0 3.0 169.0 77.7
850.0 7.8 5.0 240.7 6.0 6.0 6.0 149.8 79.0
900.0 7.2 4.6 237.3 6.0 6.0 6.0 160.3 79.5
de 186.8 6.0 1.1 769.6 2.5 2.3 10.7 30.7 13.7
ee 70.6 2.3 0.4 290.9 0.9 0.9 4.0 11.6 5.2
Tabla 4. Comparación de la operatividad y los gases de combustión del prototipo propuesto con otros
equipos citados en la literatura especializada (GA Tech = prototipo diseñado por la Compañía GA Tech.
Inc. (Rickman et al. 1985), EIC-EPI = prototipo desarrollado por Energy Incorporated Company (EIC)
(Rickman et al. 1985), Saxena = prototipo desarrollado a escala piloto por Saxena & Jotshi (1994), LIN
= prototipo desarrollado por Lin et al. (1997) y DACBIOL = prototipo desarrollado por los autores de
este artículo).
Table 4. Comparison between manageability and flue gases of the proposed prototype and other equipments
cited in the literature. GA Tech = prototype designed by Company GA Tech. Inc. (Rickman et
al. 1985), EIC-EPI = prototype developed by the Energy Incorporated Company (EIC) (Rickman et al.
1985), Saxena = pilot-scale prototype developed by Saxena & Jotshi (1994), LIN = prototype developed
by Lin et al. (1997) and DACBIOL = prototype developed by the authors of this paper.
Parámetros Saxena EIC-EPI GA Tech. LIN DACBIOL
O2 ( %) 13.4-16.1 16.9 6 12.9-16.9
CO2 ( %) 5.2-6.6 5.2-6.6 1.2-5.6
NOx (ppm) 100-139 35 < 100 < 40
SOx (ppm) 20-35 350 < 100 < 40
CO (ppm) 30 0 100 200
Eficiencia de combustión ( %) 99 93 99.9 96 71-80
Temperatura de operación (C) 800 750-800 1100 800-940 700-900
eficiencia de alrededor de 80% en una temperatura
de 900 oC. Por su parte, la concentración de CO
fue de 1 973 ppm para la menor temperatura, mientras
que esta concentración disminuyó hasta alcanzar
237 ppm en la temperatura mayor.
En la unidad experimental, es deseable favorecer
la oxidación del CO a CO2 para así asegurar
la combustión completa del combustible y evitar la
toxicidad y daño ambiental. La alta concentración
de CO en la corriente de gases de salida se produjo
por la combustión incompleta del carbono dentro
del combustor de lecho fluidizado debido a la baja
severidad de combustión de los RSM (baja temperatura
e insuficiente exceso de aire), lo que dió lugar a
96
Combustión de residuos sólidos municipales en lecho fluidizado
24(2):89-100,2008
un mezclado ineficiente del combustible con el aire
suministrado al sistema.
Figura 2. Ajuste de un modelo cuadrático para la eficiencia de
combustión del lecho fluidizado con incrementos de temperatura
en las pruebas C1, C2, C3 y C4 (a = -0.0015; b = 2.7197; c =
-1139.5247 en = aT2 + bT + c, donde T es expresado en oC).
—x— Error estándar; • Datos originales; · · · · · · Aproximación
polinomial.
Figure 2. Quadratic regression fitting for combustion efficiency
of the fluidised-bed with temperature increases in the C1, C2,
C3 and C4 tests (a = -0.0015; b = 2.7197; c = -1139.5247 en
= aT2 + bT + c, where T is presented in oC). —x— Standard
error; • Original data; · · · · · · Polinomial approach.
Figura 3. Eficiencia de combustión () y concentración de CO
a diferentes temperaturas de operación (prueba C5). — — —
monóxido de carbono; —x— eficiencia.
Figure 3. Combustion efficiency () and CO concentration at
different operating temperatures (Test C5). — — — carbon
monoxide; —x— efficiency.
Las concentraciones de los gases de combustión
más importantes, como son el NO y el SO2,
estuvieron por debajo de los límites máximos permisibles
establecidos por la NOM-098-SEMARNATFigura
4. Concentración del monóxido de nitrógeno (NO) a diferentes
temperaturas de operación y su comparación con el
Límite Máximo Permisible. —•— NO; · · · · · · LMP NOM 098
SEMARNAT 2002.
Figure 4. NO concentration at different operating temperatures
and its comparison with the maximum permissible level. —•—
NO; · · · · · · MPL NOM 098 SEMARNAT 2002.
Figura 5. Concentración del bióxido de azufre (SO2) a diferentes
temperaturas de operación y su comparación con el Límite Máximo
Permisible. · · · · · · LMP NOM 098 SEMARNAT 2002; —•—
SO2.
Figure 5. SO2 concentration at different operating temperatures
and its comparison with the maximum permissible level. · · · · · ·
MPL NOM 098 SEMARNAT 2002; —•— SO2.
2002 (Anónimo 2002). Los valores máximos alcanzados
para el NO y SO2 fueron de 10 y 18 ppm
a las temperaturas de operación de 900 y 880 oC,
respectivamente (Figuras 4 y 5). Por el contrario,
los valores promedio obtenidos de CO a estas altas
temperaturas fueron de 220 ppm, excediendo así
el límite máximo permisible de descarga establecido
por la normatividad referida (Figura 6).
97
López-Ocaña et al.
24(2):89-100,2008
Figura 6. Concentración del monóxido de carbono (CO) a diferentes
temperaturas de operación y su comparación con el
Límite Máximo Permisible. —•— CO; · · · · · · LMP NOM 098
SEMARNAT 2002.
Figure 6. CO concentration at different operating temperatures
and its comparison with the maximum permissible level. —•—
CO; · · · · · · MPL NOM 098 SEMARNAT 2002.
DISCUSIÓN
El prototipo experimental evaluado presentó
que la eficiencia de combustión es proporcional al incremento
de la temperatura de operación, esto es, a
mayor temperatura se espera una eficiencia de combustión
mayor. En este contexto, la oxidación del
CO para formar CO2 es favorecida por la temperatura,
debido a que la velocidad de reacción a 900
oC es seis veces mayor que aquélla a 800 oC. Mientras
que la velocidad de reacción del NO a 900 oC
es 20 veces mayor que a 800 oC lo que, contrario
a la disminución del CO, favorece el incremento de
la concentración de este gas. Este incremento en la
concentración de NO puede explicarse con la cinética
de reacción del NO de acuerdo al mecanismo
extendido de Zeldovich, en donde el oxígeno atómico
reacciona con el nitrógeno molecular para formar
NO y nitrógeno atómico (Borman & Ragland 1988).
Por consiguiente, el prototipo podría alcanzar
mayores eficiencias de combustión a temperaturas
mayores de operación si las pérdidas de calor
del equipo hacia los alrededores fueran controladas
además de mantener un exceso de aire apropiado.
Sin embargo, es importante considerar los efectos
del exceso de aire, ya que un exceso mayor podría
enfriar a la masa reactiva disminuyendo la eficiencia
de combustión (Kaynak et al. 2005).
En cuanto a la oxidación del CO, ésta puede
favorecerse a partir de estrategias como: a) el uso
de un exceso de aire que permita una mejor distribución
del mismo y fomente la transferencia de masa
y energía y b) incrementar la temperatura del lecho
para incrementar también la velocidad de oxidación
homogénea del CO.
Un equipo experimental de lecho fluidizado
de vórtice desarrollado por Lin et al. (1997), alcanzó
eficiencias máximas del 96% en la combustión
de partículas de carbón en un intervalo de temperatura
de 800 a 940 oC, con concentraciones NOx
y SOx por debajo de 100 ppm y un 6% de O2 en
la corriente del gas. El trabajo de Lin et al. (1997)
empleó carbón como combustible, el cual es rico en
carbono y su composición es homogénea. Kaynak et
al. (2005) realizó estudios de incineración de carbón
y biomasa en un reactor de lecho fluidizado burbujeante
con ciclón para captura de partículas, y ellos
determinaron que a temperaturas de operación de
900 oC las eficiencias para el carbón fueron de 98.8
a 99.9 %, mientras que para la biomasa fue de 96.0
a 97.5 %. En el tratamiento del carbón se presentó
cero emisiones de CO, concentraciones de SO2 de
2400-2800 mg Nm-3 y concentraciones de NOx de
550-600 mg Nm−3. La biomasa presentó una alta
variabilidad del CO (6 000 - 14 000 mg Nm−3) indicando
un efecto secundario por la falta de adición
del aire en el sistema, las emisiones de SO2 fueron
cero y las de NOx entre 250-300 mg Nm−3. En este
estudio, el prototipo experimental obtuvo su máxima
eficiencia en 82% a 914 oC.
Saxena & Jotshi (1994) registraron que en la
operación de una planta piloto de incineración con
lechos fluidizados el oxígeno en la corriente de gas
está entre 13.4 y 16.1 %; Swithenbank et al. (1997)
comprobaron que para un incinerador de residuos
clínicos, la concentración de oxígeno es 16.9% en la
corriente de gas. Otros diseños de lecho fluidizado de
las compañías Energy Incorporated Company (EIC)
y Energy Products of Idaho (EPI) determinaron concentraciones
de oxígeno de 16.9% (Rickman et al.
1985). Durante las pruebas experimentales realizadas
en el prototipo propuesto, la concentración de
oxígeno varió entre 12 y 16.9 %, lo cual indica que
98
Combustión de residuos sólidos municipales en lecho fluidizado
24(2):89-100,2008
este sistema presentó condiciones de operación muy
similares a aquellas que han sido mencionadas en la
literatura.
Las descargas de CO2 obtenidas en los flujos
de gases de las plantas antes mencionadas varió
de 5.2 a 6.6 %, determinando que en su sistema el
valor típico fue de 5.2% (Wiley 1987). En el caso
del incinerador de residuos clínicos (Swithenbank
et al. 1997) la descarga fue de 3.1 %, mientras que
en las pruebas experimentales de este experimento
los valores mínimo y máximo fueron 1.2 y 5.6%
respectivamente. Estos resultados mostraron que la
descarga de este gas es similar a la de los prototipos
probados para el manejo de otras fuentes combustibles.
En la planta piloto descrita por Saxena &
Jotshi (1994), se registraron descargas de emisiones
de SOx entre 20 y 35 ppm, entre 100 y 139 ppm
para NOx, mientras que los prototipos de EIC y EPI
detectaron concentraciones de 350 ppm para SOx y
35 ppm para NOx. Las descargas del incinerador de
residuos clínicos fueron de 51 mg m-3 de NOx y 17
mg m-3 de SO2 (Swithenbank et al. 1997). Cabe
mencionar que en el sistema de combustión probado
en este estudio, las concentraciones de SOx y
NOx no superaron 40 ppm. Además, las temperaturas
de proceso fueron menores a los 900 oC, lo que
desfavorece la formación del NOx térmico. Existen
otras especies químicas que pueden analizarse en las
descargas de gases de estos prototipos. Sin embargo,
en las pruebas experimentales sólo se analizaron
NO, NOx, SO2, CO, CO2, temperatura de gases y
temperatura de operación en el lecho porque son los
gases de combustión de mayor relevancia ambiental
para el efecto invernadero y, por lo tanto, el cambio
climático global (Miller 2002).
En los prototipos de lecho fluidizado desarrollados
por Saxena & Jotshi (1994), Energy Incorporated
Company (EIC) y GA Tech Inc (Rickman et
al. 1985), se obtuvieron mayores eficiencias de combustión
(93 a 99 %) que en la presente investigación
debido a que combinaron el proceso de fluidización
con pirólisis. En dichos prototipos las temperaturas
de operación variaron de 850 a 950 oC y utilizaron
un exceso de aire de 35 a 60 %, lo que dió por resultado
un mayor aprovechamiento de energía por
la combinación de ambos procesos (Tabla 4).
El prototipo experimental propuesto demostró
ser técnica y ambientalmente factible para tratar
térmicamente los RSM vía combustión de lecho
fluidizado. La máxima eficiencia de combustión
(82.3 %) se obtuvo con una temperatura de lecho de
914 oC y un exceso de oxígeno de 14.5 %, con una
concentración promedio de 96 ppm de CO. Estos
resultados sugieren que la eficiencia de combustión
es favorecida a altas temperaturas y no se obtuvieron
eficiencias mayores debido a limitaciones en la
homogenización de la muestra y en la distribución
del aire suministrado al sistema.
Las concentraciones de SO2 y NOx no superaron
los límites establecidos por la norma nacional
en materia ambiental. No obstante que el presente
prototipo experimental cumplió con los criterios
de descarga para SO2 y NOx, no se cumplieron con
los límites máximos permisibles de CO (Anónimo
2002).
Finalmente, se recomiendan realizar experimentos
adicionales para comprender mejor los aspectos
fundamentales de la combustión heterogénea
de RSM y sus emisiones gaseosas y sólidas bajo diferentes
condiciones de fluidización. Así mismo se proponen
estudios para favorecer el mezclado de RSM
que son empleados en los reactores y la trituración
previa a la incineración de los residuos.
LITERATURA CITADA
Anónimo (1985a) NMX-AA-015-1985. Protección al Ambiente - Contaminación del Suelo - Residuos Sólidos
Municipales - Muestreo - Método de Cuarteo Environmental Protection - Soil Pollution - Municipal
Solid Residues - Sampling - Quarter Method. 18-03-85.
Anónimo (1985b) NMX-AA-019-1985. Protección al Ambiente - Contaminación del Suelo - Residuos Sólidos
Municipales-Peso Volumétrico “in situ” Environmental Protection-Soil Pollution-Municipal Solid
Residues-in situ Volumetric Weight. 18-03-85.
99
López-Ocaña et al.
24(2):89-100,2008
Anónimo (1985c) NMX-AA-022-1985. Protección al Ambiente - Contaminación del Suelo - Residuos Sólidos
Municipales - Selección y Cuantificación de Subproductos. Environmental Protection - Soil Pollution -
Municipal Solid Residues-by-Products Selection and Quantification. 18-03-85.
Anónimo (2002) Norma Oficial Mexicana NOM-098-SEMARNAT-2002, Protección ambiental-incineración
de residuos, especificaciones de operación y límites de emisión de contaminantes. Diario Oficial de la
Federación.
Borman GL, Ragland KW (1988) Combustion engineering. McGraw-Hill Co. New York. 613 pp.
Fang M, Yang L, Chen G, Shi Z., Luo Z, Cen K (2004) Experimental study on rice husk combustion in a
circulating fluidized bed. Fuel Processing Technology. 85: 1273-1282.
Hasfelriis F (1987) Optimization of Combustion Conditions to Minimize Dioxin, Furan and Combustion Gas
Data from Tests Programs at Three MSW Incinerators. Journal APCA 37(12): 1451 p.
Hristov JY (2002) Fluidized Bed Combustion as a Risk-Related Technology: a Scope of Some Potential
Problems. IFRF Combustion Journal. Article No. 200208, ISSN 1562-479X: 34 pp.
Johansson K, Norling R, Hjornhede A, Almstedt AE, Jonson F, Nylund A (2004) Hydrodynamics and steel
tube wastage in a fluidized bed at elevated temperature. Chemical Engineering Science 59: 31-40.
Kaynak B, Topal H, Atimtaya AT (2005) Peach and apricot stone combustion in a bubbling fluidized bed.
Fuel Processing Technology 86: 1175-1193.
Kisuk CPE (1998) Solid waste incineration. U.S. Corps. of Engineers, Engineering Division, Report Tl 814-21,
Washington D.C. 96 pp.
Lin CH, Teng JT, Chyamg CS (1997) Evaluation of combustion efficiency and emission of pollutants by coal
particles in a vortexing fluidized bed. Combustion and Flame 110: 163-172.
Lin CL, Wey MY, Yu WJ (2005) Emission characteristics of organic and heavy metal pollutants in fluidized
bed incineration during the agglomeration/defluidization process. Combustion and Flame 143: 139-149.
Lin W, Johansen KD, Frandsen F (2003) Agglomeration in bio fuel fired fluidized bed combustors. Chemical
Engineering Journal 96: 171-185.
Miller TG (2002) Introducción a la Ciencia Ambiental. Ed. Thomson Editores. Madrid. 294 p.
Oppelt ET (1986) Performance Assessment of Incinerators and High Temperature Industrial Processes Disposing
Hazardous Waste in the U.S., in Hazardous and Industrial Solid Waste Testing and Disposal,
ASTM Standard Publication 933. 32 pp.
Rickman WS, Holder DT, Young DT (1985) Circulating Bed Incineration of Hazardous Wastes. Chemical
Engineering Progress 81: 34-42
Saxena SC, Jotshi CK (1994) Fluidized-bed incineration of waste materials. Prog. Energy Combust. Sel. 20:
281-324.
Swithenbank J, Nasserzadh V, Ewan and Delay BCR, Lawrence D, Jones B (1997) Research investigations
at the municipal and clinical waste incinerators in Sheffield, UK. Environmental Progress 16(1): 65-81.
Tchobanoglous G, Theisein H, Vigil SA (1994) Gestión Integral de Residuos Sólidos. Ed. McGraw-Hill. D.F.
325 pp.
Wang W (1993) Emission Control Hardware Cost in California. Report 80144, Ontario Hydro, Toronto. 58
pp.
Wiley SK (1987) Incinerate-bed your hazardous waste. Hydrocarbon Processing. Tulsa. 33 pp.
Yan R, Liang DT, Tsen L (2005) Case studies-problem solving in fluidized bed waste fuel incineration. Energy
Conversion & Management 46: 1165-1178.
100
...