Aguilar-Benitez and Blanco: Recuperación de metano y reducción de emisiones en PTAR Nuevo Laredo, Tamaulipas, México



Introducción

En el Informe Mundial sobre Desarrollo de los Recursos Hídricos 2017 se plantea que una mejor gestión de las aguas residuales implica no sólo la eliminación de contaminantes sino también y de manera importante, la reutilización de las aguas tratadas y la recuperación de los subproductos, como es el caso de los lodos (WWAP, 2017). Sin embargo, en México, como en otros países, el agua tratada típicamente regresa a los ecosistemas, mientras que los lodos por lo general son dispuestos en rellenos sanitarios. Esta concepción lineal de los procesos de saneamiento permite una fuga de material y/o energía, así como la contaminación ambiental derivada de los procesos de tratamiento, manejo y uso de energía no renovable. Tanto las aguas como los lodos contienen energía y nutrientes que pueden ser aprovechados (Tabasová, Kropác, Kermes, Nemet, & Stehlík, 2012). La recuperación de energía tiene el beneficio de reducir emisiones, en específico de gas metano (CH4), cuya capacidad para atrapar el calor en la atmósfera es 25 veces mayor que la del bióxido de carbono (CO2) y es un importante precursor del ozono troposférico (Noyola, Paredes, Morgan-Sagastume, & Güereca, 2016). En México, 709 plantas, alrededor de 30% del total en funcionamiento, utilizan el proceso de lodos activados y generan el 61% de la capacidad instalada (Conagua, 2014); estas plantas potencialmente pueden recuperar energía mediante la digestión anaerobia de sus lodos y cubrir una parte de sus requerimientos de energía con el consecuente ahorro de costos.

En el norte de México, a pesar de ser una de las regiones con mayor porcentaje de tratamiento de aguas residuales del país (Peña de la, Ducci, & Zamora, 2013), sólo en algunas ciudades se vende el agua tratada para uso industrial, riego de áreas verdes u otros usos, como riego en campos de golf. En general, los lodos son considerados desechos y son dispuestos en rellenos sanitarios. Para su disposición final, los lodos producidos en una planta de tratamiento deben cumplir con las normas oficiales mexicanas NOM-004-Semarnat-2002 y NOM-083-Semarnat-2003. La primera especifica los límites máximos permisibles de contaminantes y la calidad de los lodos residuales para utilizarse como biosólidos y disposición final; la segunda define los criterios para la selección del sitio, diseño, construcción, operación, monitoreo, clausura y obras complementarias de un sitio de disposición final de residuos sólidos urbanos y de manejo especial.

El manejo, tratamiento y disposición de las aguas residuales municipales contribuyen a la emisión de GEI a través de los procesos de descomposición de la materia orgánica contaminante y de las actividades de tratamiento asociadas (Noyola, Morgan-SagastumeL, & Güereca, 2013; Noyola et al., 2016). Las aguas residuales tratadas en medio anaeróbico pueden ser una fuente de CH4 y de emisiones de óxido nitroso (N2O) cuando no se recupera energía, mientras que las plantas con tratamiento aeróbico contribuyen a las emisiones indirectas por su alto consumo energético. La selección entre procesos de tratamiento aeróbico o anaeróbico tiene entonces un importante impacto en las emisiones de gases de efecto invernadero (Noyola et al., 2016). Se estima que las PTAR generan el 5% de las emisiones totales de metano en el mundo y se considera un incremento de alrededor de 28%, de 477 a 609 millones de toneladas métricas de CO2 equivalentes (MtCO2e) de 2005 a 2030 (EPA, 2012).

En México, el incremento de emisiones de metano originadas por aguas residuales municipales para el periodo 1990-2010 fue de 126.6%, con emisiones de 3 948.2 gigagramos (Gg) de GEI ―un Gg equivale a mil toneladas― y 8 946.5 Gg de CO2 equivalente, con una tasa de crecimiento medio anual de 4.2% (Semarnat-INECC, 2012). Este incremento se debe en parte al impulso dado en las últimas décadas al tratamiento de las aguas residuales municipales e industriales; de 2000 a 2012, el caudal de aguas residuales tratadas se duplicó (Peña de la et al., 2013). En 2010 se contaba con 2 186 PTARs en México; las tecnologías de tratamiento más utilizadas eran lagunas de estabilización (35%) y lodos activados (30%) (Conagua, 2011). Para finales de 2014, el número de plantas en operación aumentó a 2 337, y se tenía una capacidad total instalada de 151 883.43 l/s, con un caudal tratado de 111 253.51 l/s, con los cual se reportó una cobertura de tratamiento de aguas residuales de 52.7% (Conagua, 2014). Para 2030 se proyecta que la cantidad de metano generada por las aguas residuales en México será de 58.1 MtCO2e (EPA, 2012). Esto hace necesario un cambio de perspectiva, en el que el manejo de aguas residuales se realice de manera integral, incluyendo el reúso no sólo de aguas sino también de los lodos (Limón, 2013). Desde 2008, la Conagua ha promovido el reúso de las aguas residuales tratadas y se han publicado dos normas oficiales mexicanas vinculadas con la infiltración de agua a los acuíferos sobreexplotados, con el fin de contribuir a su recarga artificial; la NOM-015-Conagua-2007 y NOM-014-Conagua-2003 (Peña de la et al., 2013).

Para disponer de los lodos, éstos deben ser estabilizados para reducir la atracción de vectores, los olores y riesgos a la salud, además de ser deshidratados para reducir su volumen. Los procedimientos para tratar los lodos varían según la fuente y el tipo de aguas residuales de las que se derivan, del proceso utilizado para tratamiento de las aguas y del método de disposición al que se destinan (Ramírez, Cardoso, & Moeller, 2009). La técnica de lodos activados requiere del suministro de energía eléctrica para transferir oxígeno al agua y a los microorganismos, lo que se realiza con equipo electromecánico (aireadores mecánicos, compresores). En el sistema aerobio, un 65% de la energía producida por el metabolismo microbiano se transforma en lodos, mientras que el 35% restante se disipa como resultado de la liberación de energía (Noyola et al., 2013). Existen varias opciones para la reutilización de lodos, por ejemplo, pueden utilizarse como fertilizante mediante el composteo o aprovechar su potencial energético mediante diversos métodos (Tabasová et al., 2012; Lazarova, Peregrina, & Pascal, 2012). Esta segunda opción puede permitir mejorar la eficiencia energética de la PTAR y reducir las emisiones de metano.

Una forma directa de recuperación de metano en las PTAR consiste en utilizar procesos de tratamiento de aguas residuales con digestión anaerobia; otra opción consiste en reemplazar el tratamiento aerobio de lodos primarios por tratamiento anaerobio y captura de gas. Los lodos tienen un alto contenido orgánico y son apropiados para la digestión anaeróbica. La digestión anaerobia es un proceso biológico en el que los lodos, mediante la acción de un grupo de bacterias y en ausencia de oxígeno, se descomponen en biogás y una mezcla de productos minerales (Bachmann, Jansen, Baxter, Bochmann, & Montpart, 2015). El producto final de este proceso es el biogás, compuesto principalmente de CH4 (entre 60 y 70%), CO2 (un 30%), nitrógeno (N2) y oxígeno (O2), alrededor de 3% cada uno. Aunque lo más recomendable es utilizar directamente el tratamiento anaerobio de aguas residuales, para aprovechar la mayor digestibilidad y alto contenido de los lodos primarios comparados con los lodos activados, en muchas plantas la tecnología ya establecida haría costosa esa sustitución. En México sólo se han construido dos PTAR con procesos de tratamiento de aguas residuales con digestión anaerobia y aprovechamiento del biogás para generación de energía eléctrica: El Ahogado, en la zona conurbada de Guadalajara, Jalisco, con proceso de lodos activados y con capacidad instalada de hasta 2.25 metros cúbicos por segundo, genera hasta el 78% de la energía eléctrica que requiere; y la PTAR San Pedro Mártir en la Zona Metropolitana de Querétaro (ZMQ), con proceso dual, que tiene una capacidad de tratamiento de 0.75 metros cúbicos por segundo y genera 69% de la energía eléctrica que utiliza. Otra PTAR, aún en construcción, que utilizará digestión anaerobia para cogeneración de energía térmica y eléctrica es la PTAR Atotonilco. En la planta de tratamiento de Atotonilco, planeada con una capacidad promedio para tratar 23 m3/s durante el estiaje y 60% de las aguas residuales generadas en el valle de México, se aprovechará el gas metano y se pretende que genere alrededor de 60% de la energía requerida para su operación (Peña de la et al., 2013).

Publicaciones recientes han mostrado que un escenario de plantas con una combinación de tecnologías aerobia-anaerobia es una mejor opción cuando se utiliza la cogeneración de electricidad en sitio, que un escenario de tecnología completamente aerobia; esa combinación de tecnologías generaría una reducción de hasta 27% en emisiones para 2030 (Noyola et al., 2016). Dos PTAR en México que utilizan el proceso de digestión anaerobia para tratamiento de lodos son la PTAR de la ciudad de La Paz, Baja California Sur, y la de la ciudad de Culiacán, Sinaloa; estas plantas aprovechan parte del gas metano como combustible para calentar los digestores y el resto del gas es incinerado.

En PTAR aeróbicas con tratamiento de lodos en condiciones anaeróbicas y captura de biogás es posible abastecer el total de la demanda energética del digestor y una fracción de la energía eléctrica demandada por el sistema de aireación de lodos activados. Además, se genera energía calorífica que puede utilizarse para calentar el digestor hasta su temperatura de operación; utilizando intercambiadores de calor adecuados se pueden recuperar hasta 7 400 kJ/h de calor por cada kW alimentado al generador (Nolasco, 2010). La energía eléctrica producida genera emisiones de gases de efecto invernadero neutra respecto del carbono, pues éste se genera en el ciclo natural del carbono (Wiser, Schettler, & Willis, 2010; Jorgensen, 2009).

En este trabajo se examina el potencial de recuperación de metano para generación de energía eléctrica en la Planta Internacional de Tratamiento de Aguas Residuales de Nuevo Laredo (PTAR-NL), Tamaulipas, una planta considerada eficiente en el uso de energía y calidad de biosólidos generados (ver Tabla 1). Esta alternativa contribuiría a una mayor reducción de emisiones directas e indirectas de las PTARs que un escenario de recuperación de metano para su quema en flama, el cual es considerado como una buena práctica por el Grupo Intergubernamental de Expertos sobre el Cambio Climático (IPCC). También se plantea como una alternativa viable para PTARs que actualmente operan con tratamiento aeróbico de lodos primarios o sin tratamiento de los mismos, en lugar de una conversión de tecnología de tratamiento aerobio a anaerobio de las aguas residuales. En particular, este trabajo se propone:

  1. Evaluar la eficiencia energética de la PTAR-NL y su potencial de energía derivado del aprovechamiento de sus lodos.

  2. Calcular el ahorro de energía en la PTAR-NL generado a partir de la recuperación de metano.

  3. Estimar el potencial de reducción de emisiones de GEI de la PTAR-NL como resultado de la recuperación de metano.

La PTAR-NL está sobre la margen derecha del río Bravo, en el municipio de Nuevo Laredo, al norte del estado de Tamaulipas, México. Es una planta de tratamiento secundario aerobio tipo zanjas de oxidación, con una capacidad en diseño para tratar de 1 360 l/s de agua residual urbana. Las aguas residuales de la ciudad de Nuevo Laredo son principalmente de origen doméstico y comercial; esta particularidad es importante debido a que una composición de aguas residuales con bajas cantidades industriales permite una menor variabilidad de las características de los lodos producidos.

El tratamiento de aguas residuales y lodos de la PTAR-NL cubre los procesos siguientes (ver Figura 1): el agua residual cruda proviene de dos colectores conocidos como El Ribereño y El Coyote, y llega por gravedad a dos cárcamos de influente, los cuales cuentan con tres bombas sumergibles para lodos con capacidad máxima de bombeo de 600 l/s cada una. En 2013 se puso en funcionamiento solamente uno de estos dos cárcamos, enviando un flujo promedio de agua residual de entre 850 y 910 l/s al sistema de tratamiento (Blanco, 2014). Este flujo promedio se mantiene en esos niveles para 2016. Después de pasar por dos cribas, el agua residual llega a dos desarenadores tipo vórtex en los cuales se separan las arenas inorgánicas para su disposición en tanques contenedores.

El agua residual pretratada llega por gravedad hasta las zanjas de oxidación. La PTAR-NL cuenta con seis zanjas de oxidación tipo carrusel para aireación extendida; cada zanja mide 98.6 m de longitud, 38.4 m de ancho y 6.7 m de altura; tiene una capacidad hidráulica individual de 17 850.7 m3. En 2013 se encontraban en funcionamiento sólo 4 de las 6 zanjas de oxidación debido a que la PTAR-NL operaba al 67% de su capacidad de diseño.

Los efluentes de las zanjas de oxidación pasan por gravedad a la caja de distribución para abastecer a los clarificadores secundarios. El sistema de clarificadores está conformado por cuatro tanques circulares de concreto armado de 50 metros de diámetro y 4 m de altura, con un vertedor para el efluente de 47.8 m de diámetro y una profundidad de 6.35 m. En 2013 se encontraban en operación sólo 2 de estas 4 unidades clarificadoras.

El sistema de bombeo de recirculación consiste en seis bombas centrífugas horizontales y es utilizado para enviar los lodos activados sedimentados hacia la entrada de la obra de cabeza (retorno de lodos). En 2013, debido al flujo que se manejaba, solamente una bomba de lodos estaba en funcionamiento para dar servicio a los dos clarificadores en operación.

La cloración se realiza en un tanque de contacto dividido en dos secciones; cada una mide 32.7 m de longitud, 14 m de ancho y 3.6 m de profundidad. Se utilizan dos evaporadores de cloro, cada uno con capacidad de 6 000 lb/día; los evaporadores mandan el gas cloro por ductos hasta dos cloradores. Finalmente, el agua residual ya tratada y desinfectada es descargada al arroyo El Coyote en la zona de inundación del río Bravo; en ocasiones se envía agua tratada al cárcamo de bombeo de reúso, para riego de jardines y limpieza, así como riego de áreas verdes del Club de Golf “Campestre” de Nuevo Laredo. Sin embargo, la mayor parte del efluente de la PTAR-NL se descarga en una zona de inundación del río Bravo, un cuerpo de agua internacional, y debe cumplir con parámetros establecidos por la Comisión Internacional de Límites y Aguas (CILA) división México-Estados Unidos.

Figura 1

Diagrama general de la planta de tratamiento de aguas residuales PTAR-NL. Fuente: adaptado de Watergy México A. C. y COCEF (2014), con base en recorrido de PTAR NL.

2007-2422-tca-9-02-86-gf1.jpg

De acuerdo con el manual de operación de la PTAR-NL, la planta está diseñada para generar 28 l/s de lodos de purga cuando trabaja al 100% de su capacidad. El proceso de tratamiento de lodos se describe enseguida.

Los lodos procedentes de los clarificadores secundarios llegan por medio de bombeo a un tanque rectangular de concreto armado que tiene un volumen de 2 937 m3, y reciben aireación por medio de tres sopladores de lóbulos y difusores de burbuja fina ubicados en el fondo del tanque. En el tanque de estabilización, el lodo se espesa al 1%, lo que ocurre en unas 24 horas. Una vez estabilizados, los lodos son conducidos por medio de tres bombas de desplazamiento positivo tipo tornillo hacia los lechos de secado para su disposición final. En 2013 se utilizaba un equipo para bombeo de estos lodos y trabajaba sólo 12 h/día cada dos días. Al final del tratamiento de lodos se encuentran 80 tanques de concreto armado con camas filtrantes de arena y grava graduada. Cada uno mide 15 m de ancho, 35 m de longitud y 0.5 m de profundidad. En esos lechos de secado se elimina el exceso de humedad de los lodos para después pasar a su disposición final como desecho en base seca. Se producen 10 ton/día de lodos con calidad final reportada como excelente o clase “A”, según la NOM-004-Semarnat-2002, por lo que pueden reutilizarse incluso para usos con contacto directo con personas (ver Tabla 1). El 12% generado se utiliza como composta localmente. La principal desventaja en el uso de composta es que debe ser transportada hasta el lugar de utilización, generando emisiones de GEI por su transporte. Para el aprovechamiento de biosólidos como composta a mayor escala y debido a que las actividades económicas principales de Nuevo Laredo son el comercio y los servicios, se requiere de transportar el material a áreas agrícolas localizadas a mayor distancia; esto generaría una mayor emisión de GEI.

Tabla 1

Parámetros de los lodos residuales de la PTAR-NL, marzo de 2013. Fuente: información proporcionada por el laboratorio de la PTAR-NL.

Parámetro Resultado NOM-004-Semarnat-2002 Lodos excelentes Unidades
Arsénico < 5.0 41 mg/kg
Cadmio < 2.0 39 mg/kg
Cobre 117.1 1 500 mg/kg
Coliformes Fecales < 300 ˂ 1 000 NMP/gBS
Cromo total 21.02 1 200 mg/kg
Huevos de helminto 0 ˂ 1 Huevos/gBS
Mercurio 0.65 17 mg/kg
Níquel 13.6 420 mg/kg
Plomo 28.8 300 mg/kg
Salmonella SPP < 3 ˂ 3 NMP/gBS
Zinc 633.6 2 800 mg/kg

Materiales y métodos

El análisis de la PTAR-NL se integra en este trabajo por tres componentes: uno, la evaluación de la eficiencia energética de esa planta; dos, la estimación del potencial de energía eléctrica y su efecto en su eficiencia energética con y sin proyecto; y tres, se estima la reducción de emisiones de GEI contrastando la línea base y emisiones con el proyecto de recuperación del metano potencialmente generado en procesos anaerobios de lodos residuales con la generación teórica de energía eléctrica.

Para el análisis de la eficiencia energética de la PTAR-NL se aplicó el procedimiento tipo benchmarking propuesto por la American Water Works Research Foundation (AWWA Research Foundation, 2007). La AWWA Research Foundation desarrolló un modelo multiparamétrico que captura las características externas clave para el uso de energía en PTARs. Para desarrollar ese modelo, se definió una muestra estadística de 266 PTARs en los Estados Unidos, y se recolectó información sobre uso de energía y características descriptivas completas de los parámetros requeridos. Mediante un análisis econométrico se evaluó la correlación de 32 parámetros con el uso de energía, tratando de definir las variables con mayor peso. Finalmente, se determinó un modelo que relaciona el uso de energía como variable dependiente con seis variables independientes: flujo promedio de influente, demanda bioquímica de oxígeno (DBO) en el influente, DBO en el efluente, factor de carga del influente, uso de filtro percolador y remoción de nutrientes. Los coeficientes que generó este modelo y que se utilizan en este trabajo se reportan en la ecuación (1).

(1)
2007-2422-tca-9-02-86-g002.pngln(Es)= 15.8741 + 0.8944ln(Iprom) + 0.4510ln(IDBO) - 0.1943ln(EDBO)- 0.4280(IFC) - 0.3256(FP) + 0.1774(RN)

Donde:

ln(E s )

= uso esperado promedio de energía, con una trasformación logarítmica para tomar en cuenta el rango de variación en el tamaño de las plantas.

I prom

= flujo promedio diario en el influente.

IDBO

= DBO en el influente.

EDBO

= DBO en el efluente.

IFC

= factor de carga del influente (I prom/I diseño × 100).

FP

= uso de filtro percolador (sí = 1, no = 0).

RN

= remoción de nutrientes (RN, sí = 1, no = 0).

La aplicación de los coeficientes del modelo (ecuación (1)) permite estimar el uso esperado promedio de energía (ln(E s )), dado el conjunto de los seis parámetros establecidos. El primer paso para este análisis consiste en calcular el uso de energía total por fuente (conversión a kBTU/año). Para ello se aplica un factor de origen de energía que corrige por las pérdidas según el origen de la energía utilizada. El segundo paso consiste en estimar el uso promedio de energía para una planta con características específicas. Aplicando logaritmo natural se obtiene el puntaje o score de la planta con su uso actual de energía (ln(E as ). Para evaluar el desempeño en uso de energía de la planta de estudio con el desempeño de la planta típica de la muestra del estudio original (con características similares) se evalúa la diferencia entre el puntaje con el uso actual (ln(E as )) y el puntaje estimado (ln(E s )).

Donde E as = uso actual de energía, el cual se ajusta por el factor de origen (en este caso, electricidad o gas metano) para convertir la cantidad total de energía a BTU (British Thermal Units):

(2)
2007-2422-tca-9-02-86-g003.pngE as=Eu (FS)

E u

= energía requerida KWh/año.

F S

= factor de origen de la energía.

Para comparar el desempeño en uso de energía de la planta de estudio con el mejor uso observado de energía en la muestra de plantas estudiadas, se calcula un factor de ajuste (F adj), dividiendo el puntaje estimado (predicción) entre el puntaje promedio 17.8 (correspondiente al score medio obtenido en el estudio de AWWA Research Foundation (2007).

(3)
2007-2422-tca-9-02-86-g004.pngFadj = ln(Es)/17.8

Se aplica el factor de ajuste obtenido para la localización en la curva de distribución del uso de energía ajustado (ln(E adj).

(4)
2007-2422-tca-9-02-86-g005.pngln(Eadj) = ln(Eas)/Fadj

Para evaluar la eficiencia energética sin recuperación de metano se ubica el valor ajustado en los percentiles de la Figura 2. La localización en el percentil de la curva indica qué tan cerca se encuentra el uso de energía de la planta de estudio del mejor uso observado de energía (será mejor cuanto más cerca se encuentre a un score de 100).

Finalmente, para comparar el desempeño actual en uso de energía con el desempeño potencial que tendría con proyecto de recuperación de metano, se aplica la ecuación (2) con los factores de corrección para las dos fuentes de energía: energía eléctrica (11.1 Kbtu/kWh) importada al sistema y energía eléctrica generada por biogás (21.21 Kbtu/m3). Se aplica el factor de ajuste y se ubica el nuevo valor ajustado en los percentiles de la Figura 2. La mejora en eficiencia energética con aprovechamiento de lodos para la generación de energía eléctrica se estima como la diferencia entre los puntajes o score de la planta con su uso energía ln(E as ) sin proyecto y con proyecto, normalizadas con el factor de ajuste estimado (F adj).

Para la estimación del potencial de generación de energía se emplearon ecuaciones cinéticas de predicción de la producción de metano para digestores anaeróbicos simples de mezcla completa de una sola etapa con proceso de digestión mesofílica (Metcalf & Eddy Inc., Tchobanoglous, Stensel, Tsuchihashi, & Burton, 2014). Se identifica este tipo de digestor para el proyecto teórico de aprovechamiento de metano debido a que es el más común y de fácil operación, lo que disminuye costos de adaptación. En general, las PTARs en México operan a temperatura ambiente, que corresponde al nivel más bajo del rango mesofílico (30-38 °C); la mayoría de reactores anaeróbicos operan bajo condiciones mesofílicas debido a su mayor estabilidad, comparados con los termofílicos (Monroy, Fama, Meraz, Montoya, & Macarie, 2000). Utilizar temperaturas termofílicas (50-57 °C) requiere utilizar mayores cantidades de energía para el proceso, y genera un sobrenadante con grandes cantidades de sólidos disueltos y mayor potencial de mal olor (Appels, Baeyens, Degreve, & Dewil, 2008). En este trabajo no se revisan algunas opciones técnicas que mejorarían la eficiencia en producción de biogás, por ejemplo, algunos métodos de pretratamiento de lodos o combinación con grasas u otros materiales. Para estimar la cantidad de producción de gas metano se utilizan las ecuaciones (5) y (6) (Metcalf & Eddy Inc. et al., 2014), y variables que se describen a continuación:

(5)
2007-2422-tca-9-02-86-g006.pngVCH4 = (0.35) [S0-S) (Q) (1 kg/103g) - 1.42Px]

Donde:

V CH4

= volumen de metano producido (m3/d) bajo condiciones estándar.

S 0

= bDQO en influente g/m3.

S

= bDQO en efluente g/m3.

Q

= caudal de lodos m3/d.

P x

= masa neta de solidos biológicos sintetizados por día kg/d.

La masa neta de sólidos biológicos sintetizados por día (P x ) puede ser estimada con la ecuación siguiente, empleada para biodigestores de alta carga con una mezcla completa (agitador moto rizado que permita la mezcla homogénea de los lodos), sin recirculación (Metcalf & Eddy Inc. et al., 2014):

(6)
2007-2422-tca-9-02-86-g007.pngPx = [YQ(S0-S) (1 kg/103g)]/1+ b(SRT)

Donde:

Y

= coeficiente de rendimiento, obtenido de la combinación de los procesos de fermentación y metanogénesis.

Q

= caudal, m3/d.

S 0

= bDQO en influente g/m3 .

S

= bDQO en efluente g/m3.

b

= coeficiente endógeno de descomposición (fermentación, metanogénesis).

STR

= tiempo de retención de sólidos; para digestión de alta carga, el rango es de 15 a 20 días en la práctica (Metcalf & Eddy Inc. et al., 2014).

Los valores típicos de reacción anaeróbica para Y y b son: para el coeficiente de rendimiento (Y), se encuentra en un rango de 0.05 a 0.10 g VSS/g bDQO; para el coeficiente endógeno (b), el rango para lodos domésticos es 0.02 a 0.04 g/g.d (Metcalf & Eddy Inc. et al., 2014; Appels et al., 2008).

Como tercer componente se utilizó la metodología aprobada para proyectos de mecanismos de desarrollo limpio (MDL) en PTAR AMS IIIH “Recuperación de Metano en Tratamiento de Aguas Residuales” (UNFCCC, 2014; Nolasco, 2010). Esta metodología estima la disminución de emisiones GEI con la implementación de proyectos MDL, contrastándola con las emisiones con una línea de base. La metodología AMS IIIH incluye medidas para la recuperación de biogás de materia orgánica por medio de varias opciones. Uno de los proyectos MDL consiste en la sustitución de un tratamiento aeróbico de lodos por un sistema anaeróbico con recuperación de gas y quema de metano en flama, o su uso para generación de electricidad en PTAR.

La línea base para este caso se identifica como: “Digestión aeróbica de los lodos generados” en una PTAR con tratamiento aeróbico. Las emisiones base son aquellas liberadas bajo las condiciones actuales de operación de la planta. El proyecto potencial es caracterizado como: “Implementación de un sistema de digestión anaeróbico con recuperación de metano” (metodología AMS-IIIH) de los lodos generados por tratamiento aerobio de aguas residuales (Nolasco, 2010). El cálculo simplificado de emisiones de base y proyecto se basa en las siguientes ecuaciones.

(7)
2007-2422-tca-9-02-86-g008.pngER = BE - PE

E R

= reducción de emisiones

B E

= emisiones de base

P E

= emisiones del proyecto

Para estimar las emisiones de base y con proyecto se utilizan las siguientes ecuaciones (8) y (9):

(8)
2007-2422-tca-9-02-86-g009.pngBE = (QL) (DOC) (MCFS) (DOCF) (F) (16/12) (UF) (GWPCH4) + (EC) (EF)

(9)
2007-2422-tca-9-02-86-g010.pngPE = (QL) (DOC) (DOCF) (F) (16/12) (L - EG) (EF)

Donde:

QL

= cantidad de lodo (t/año).

DOC

= contenido de materia orgánica en el lodo generado (0.05 para lodo doméstico).

MCF S

= factor de corrección de metano para el sistema de tratamiento del lodo.

DOC F

= fracción de contenido orgánico (DOC) que se transforma en biogás (0.5).

F

= fracción de metano en el biogás: 0.7.

UF

= factor de corrección por incertidumbre (0.94).

GWP CH4

= potencial de calentamiento global del metano (21 kgCO2e/kgCH4).

L

= fracción de biogás que se pierde en el sistema de captura, ruteo y utilización (valor sugerido 0.2).

EG

= excedente de energía (generación-consumo del proyecto), que desplace el uso de combustibles fósiles o electricidad (MWh/año).

EC

= energía consumida en forma de electricidad consumo de la planta (MWh/año).

EF

= factor de emisión de la red eléctrica (tCO2e/Mwh).

Para estimar el potencial de generación de energía eléctrica se asume la utilización de un motor de combustión interna a partir de gas. Los motores de combustión interna ofrecen como ventaja una baja emisión de óxidos de nitrógeno, con lo cual cumple con las regulaciones de emisiones a la atmósfera. Las eficiencias de los diversos motores de combustión interna que utilizan gas para la generación de energía eléctrica oscilan entre 30 y 42% (Wiser et al., 2010); para este caso, se utilizó un parámetro de eficiencia de 35%. Es necesario notar que para la operación de un proyecto en planta se deben tomar en cuenta los escenarios de máxima y mínima generación de energía para disminuir los riesgos del manejo de gas y aumentar la eficiencia de todo el proceso.

Este estudio se enfoca a la reducción de las emisiones de GEI relacionadas con el manejo de lodos residuales de las PTAR, de los cuales el principal es el metano. Por lo tanto, los impactos ambientales y el gasto de energía relevantes para el trabajo se limitan a los procesos de tratamiento y aprovechamiento de lodos y no se utilizan metodologías con propósitos más amplios, como el análisis de ciclo de vida, que haría necesario evaluar el proceso completo de saneamiento, incluyendo todas las entradas y salidas de los sistemas a evaluar y todos los vectores involucrados (aire, agua, suelo).

Resultados y discusión

Evaluación de la eficiencia energética

La PTAR-NL registra para su funcionamiento un consumo energético promedio mensual de 677 696 kWh, equivalente a un consumo anual de 8 132 356 kWh/año. La distribución del consumo de energía por área se puede observar en la Tabla 2. La estación de bombeo consume el mayor porcentaje de energía eléctrica de la planta (46%). Las zanjas de oxidación consumen el 37%; en este sentido, es la segunda área con mayor consumo.

Para analizar la eficiencia energética de la PTAR-NL se calculó el puntaje de la planta, siguiendo el método benchmarking de la AWWA Research Foundation, con su uso actual de energía (ecuación (2)):

2007-2422-tca-9-02-86-g011.pngEas = Eu (FS)

Eu

= energía requerida KWh/año = 8 132 356 kWh/año

FS

= factor de origen de la energía = 11.1 kbtu/kWh

E as

= ∑ Eu (FS) = 8 132 356 kWh/año (11.1 Kbtu/kWh) = 90 269 151.6 kbtu/año

ln(E as )

= ln(90 269 151.6 kbtu/año) = 18.32

Tabla 2

Gasto energético promedio mensual de la PTAR-NL por área de proceso. Fuente: elaboración propia con datos proporcionados por Comapa Nuevo Laredo, Coordinación de Plantas de Tratamiento.

Área de proceso Gasto energético (kWh) Porcentaje promedio
Estación de bombeo 313 428 46
Obra de cabeza 12 912 2
Zanjas de oxidación 251 864 37
Clarificadores 1 666 0.25
Retorno de lodos 32 600 5
Cloración 24 763 4
Tanque de lodos 14 949 2
Áreas generales 25 514 4

Para evaluar la diferencia entre el puntaje con el uso actual (ln(E as )) y el estimado (ln(E s )), se aplican los coeficientes del modelo multiparamétrico de la AWWA Research Foundation (ecuación (1)) y los datos sobre características de la PTAR-NL obtenidos en planta. El influente promedio diario para 2016 en la PTAR-NL fue de 19.73 Mgal/d; la DBO promedio en el influente fue de 160.71 mg/l, mientras que el promedio por día de DBO en el efluente fue 3.175 mg/l; el factor de carga del influente fue calculado con el cociente entre influente promedio 864.66 l/s para 2016 y el influente de diseño (1 360 l/s). En este caso no se consideraron filtro percolador ni remoción de nutrientes en el proceso.

Tabla 3

Valores de los parámetros para la generación de biogás en PTAR-NL. Fuente: cálculos propios con datos obtenidos en la planta (Coordinación de Plantas de Tratamiento) y parámetros estimados en Metcalf & Eddy Inc. et al., 2014.

Parámetro símbolo Valor Unidades
bDQO en influente So 160.71 mg/l
bDQO en efluente s 3.175 mg/l
Caudal de lodos Q 74 706.62 m3/d
Coeficiente de rendimiento Y 0.08 gSVS/g bDQO
Coeficiente endógeno b 0.03 1/d
Tiempo de retención de lodos SRT 16 d
Factor promedio de conversión de metano a 35 °C 0.40

[i] Nota: SVS = sólidos volátiles suspendidos; bDQO = demanda química de oxígeno biodegradable.

Aplicando la ecuación (1):

2007-2422-tca-9-02-86-g012.pngln(ES) = 15.8741 + 0.8944 ln(19.7355 Mgal/d) + 0.4510 ln (160.71mg/l) - 0.1943 ln(3.175 mg/l) - 0.4280ln{(864.66 l/s/1 360 l/s) x 100} - 0.3256(0) + 0.1774(0) = 18.83.

El puntaje de la planta con su uso actual de energía calculado anteriormente (ln(E as = 18.32) es menor que el puntaje promedio obtenido para plantas de la muestra en el estudio de benchmarking con características similares (18.83). Este resultado es importante, pues indica que, comparativamente, la PTAR-NL puede ser considerada como eficiente.

Para realizar el análisis gráfico del desempeño energético de la PTAR-NL, se localizan los puntajes obtenidos en los percentiles de la curva de distribución del uso de energía ajustado. La localización en la curva de distribución indica qué tan cerca está el desempeño de la planta, comparada con el mejor uso energético de plantas similares de la muestra del estudio de la AWWA Research Foundation. Para esto, primero se calcula el factor de ajuste (F adj) con el resultado de uso actual de energía (ecuación (2)):

2007-2422-tca-9-02-86-g013.pngFadj = ln(Es)/17.8 = 18.83/17.8 = 1.05786.

2007-2422-tca-9-02-86-g014.pngln(Eadj) = ln(Eas)/Fadj= 18.32/1.05791 = 17.32

Un gasto energético ajustado de 17.32 se ubica aproximadamente en el percentil 87% de la curva (Figura 2). Una forma de interpretar este resultado es que la PTAR-NL se encuentra dentro del grupo de 13% de plantas de la muestra similares a ella con menor uso de energía. Este resultado sugiere que la PTAR-NL es eficiente en su consumo energético.

Figura 2

Uso ajustado de energía en PTAR-NL con recuperación de metano. Fuente: elaboración propia, adaptado de AWWA Research Foundation, 2007.

2007-2422-tca-9-02-86-gf2.png

En nuestra evaluación del cambio en eficiencia energética se considera el aprovechamiento hipotético del 100% de lodos obtenidos en la PTAR-NL para la generación de energía. El proceso de digestión anaerobia puede ser alimentado con una mezcla de lodos primarios y secundarios, además de grasas atrapadas en los filtros o trampas de grasa de la entrada a la planta. Aunque podrían agregarse grasas o realizar pretratamientos de los lodos para incrementar la eficiencia de conversión, éstos no se toman en cuenta en nuestras estimaciones. Para estimar la cantidad generada de biogás, se asume el uso de un digestor anaerobio de alta velocidad de una etapa. Tenemos como datos el flujo promedio mensual de agua residual que recibe la planta (864.66 l/s), equivalente a 74 706.62 m3/d. Se estima la carga de DQO biodegradable en el influente, para lo cual se toma como dato el promedio diario de DBO en el mismo (160.71 g/m3); se asume un porcentaje de remoción de DBO de 35% en el clarificador primario y de 60% de remoción de SST.

2007-2422-tca-9-02-86-g016.pngCarga de DQO biodegradable en influente = (0.35) * (160.71 g/m3) * (74 706.62 m3/d) * (1 kg/103) = 4 202.13 kg/d

2007-2422-tca-9-02-86-g017.pngDQO biodegradable en el efluente = 4 202.13 kg/d * (1 - 0.6) = 1 680.85 kg/d

En la estimación de la generación de biogás se utilizan las ecuaciones (5) y (6), y se consideran los parámetros y datos de la Tabla 3, además de los datos estimados de bDQO en influente y efluente. Primero se calcula la masa de sólidos biológicos sintetizada diariamente usando la ecuación (6). El coeficiente endógeno (b) considerado para un digestor de mezcla completa es 0.03. El tiempo de retención hidráulica de los lodos (STR) es un parámetro que establece el tiempo que los lodos permanecen en el reactor de digestión anaeróbica y en el cual los microorganismos pueden transformar la materia orgánica en gas. Periodos muy cortos producen una degradación incompleta y menor cantidad de gas generado. Bajo condiciones mesofílicas de temperatura, promedio de operación de 35 °C, se estima como mínimo 10 días de retención (Metcalf & Eddy Inc. et al., 2014); aunque se recomienda en la práctica de 16 a 25 días (Bachmann et al., 2015), en este ejercicio se utiliza el criterio de 16 días. Aplicando estos parámetros a la ecuación (6), se obtiene la masa neta de tejido celular o sólidos biológicos sintetizados diariamente en kilogramos por día (Px):

2007-2422-tca-9-02-86-g018.pngPx = [0.08 (4 202.13 - 1 680.85)kg/d]/(1 + 0.03d-116d] = 136.28 kg/d

Para estimar la cantidad de gas metano producido utilizamos la ecuación (5). El factor de conversión promedio de producción de metano a una temperatura promedio de 35 °C es 0.40 (Metcalf & Eddy Inc. et al., 2014).

2007-2422-tca-9-02-86-g019.pngVCH4= (0.40 m3/kg) [(4 202.13-1 680.85) kg/d - 1.42(136.28kg/d)] = 815 m3/d

Se estima una producción de 815 m3 de metano al día. Una vez estimada la cantidad de metano que potencialmente puede ser generada, es necesario estimar la cantidad de energía teórica. Para ello calculamos el volumen de biogás generado, asumiendo un contenido de 70% de metano:

2007-2422-tca-9-02-86-g020.pngVolumen de biogás = 815 m3/d/0.70 = 1 164.28 m3/d

2007-2422-tca-9-02-86-g021.pngVolumen de biogás mensual = 1 164 m3/d * 30 d/mes = 34 928 m3/mes

2007-2422-tca-9-02-86-g022.pngVolumen de biogás anual: 34 928 m3/mes * 12m/año = 419 143 m3/año

Para estimar la energía teórica por día se asume un valor calorífico superior de 27.8 MJ/m3 o 7.72 kWh/m3 (Ríos & Kaltschmitt, 2016), basados en el contenido de metano (70%). Con esos datos obtenemos la energía teórica por día:

2007-2422-tca-9-02-86-g023.pngEnergía teórica por día = (1 164 m3/d) (7.72kWh/m3) = 8 986 kWh/d

2007-2422-tca-9-02-86-g024.pngEnergía teórica mensual = (8 986 kWh/d)(30 d/mes)= 269 582.4 kWh/mes

El paso siguiente consiste en estimar el potencial de energía eléctrica derivada del biogás. Para ello se asumió el uso de un motor de combustión interna a partir de gas, con un parámetro de eficiencia de 35%. Metcalf & Eddy Inc. et al. (2014) reportan una eficiencia en un rango de 37 a 42% para un motor de combustión interna, sin embargo, otras publicaciones (IDAE, 2007; IIE, 2012) reportan menor eficiencia (30-42%), por lo que se toma un criterio conservador de 35%.

2007-2422-tca-9-02-86-g025.pngEeléctrica mes = (269 582 kWh/mes)(0.35) = 94 354 kWh/mes

2007-2422-tca-9-02-86-g026.pngEeléctrica anual = 94 354 kWh * 12 = 1 132 248 kWh/año

La energía eléctrica que potencialmente puede lograrse mediante el aprovechamiento de metano generado por lodos residuales de la PTAR-NL es de 1 132 248 kWh/año. En el escenario uno, con proyecto de aprovechamiento, la energía potencialmente generada desplazaría energía eléctrica que actualmente es importada al sistema de tratamiento. Para estimar la cantidad de energía que aún sería necesario importar simplemente descontamos la energía que puede ser desplazada con un proyecto de aprovechamiento de la energía eléctrica utilizada en línea base, sin proyecto.

2007-2422-tca-9-02-86-g027.pngEnergía importada = energía requerida kWh/año - energía desplazada kWh/año

2007-2422-tca-9-02-86-g028.pngEnergía importada = 8 132 356 KWh/año - 1 132 248 kWh/año = 7 000 108 kWh/año

Aunque sería necesario importar una parte importante de la energía requerida, la cantidad de energía desplazada es equivalente al 14% del uso de energía en la PTAR-NL. Para ponerlo en contexto, una opción de mejoras propuestas a partir de una auditoría de eficiencia energética realizada a la PTAR-NL en 2013 lograría un ahorro en energía en un rango de 8.98 a 9.49% (Watergy México A. C. & COCEF, 2014).

Tomando como base la cantidad de energía desplazada, se analiza el cambio en la eficiencia energética de la PTAR-NL, ahora con proyecto de recuperación de lodos. El escenario con proyecto se compone de energía eléctrica importada al sistema y energía eléctrica generada por biogás. Los factores de corrección son: para la energía eléctrica de 11.1 Kbtu/kWh, mientras que para la energía a partir de biogás el factor es 21.21 Kbtu/m3. Al aplicar estos parámetros a la nueva información obtenemos:

2007-2422-tca-9-02-86-g029.pngEas =  Eu (FS) = 7 000 108 kWh/año, Eeléctrica (11.1 Kbtu/kWh) + 419 143 m3/año (21.2 Kbtu/m3) = 86 587 034 Kbtu/año

Con esta nueva composición en las fuentes de energía, se puede ahora estimar la eficiencia energética modificada por el aprovechamiento de lodos para la generación de energía eléctrica. El puntaje o score de la planta con su uso actual de energía ln(E as ) se normaliza con el factor de ajuste estimado anteriormente (F adj) = 1.05786.

2007-2422-tca-9-02-86-g030.pngln(Eas) = ln(86 587 034 Kbtu/año) = 18.276

2007-2422-tca-9-02-86-g031.pngln(Eadj) = ln(Eas)/Fadj = 18.276/1.05786 = 17.27

Esta nueva estimación de eficiencia energética con proyecto genera un puntaje de 17.27, que es menor comparado con el 17.32 sin proyecto. Con este nuevo puntaje se modifica la ubicación del percentil de 87% en línea base, sin proyecto, al 89% con proyecto. Esto es, el aprovechamiento del potencial energético de los lodos residuales mejora la eficiencia de la PTAR-NL en un 2%. Aunque parece una mejora marginal en eficiencia, debe recordarse que la PTAR-NL, con su uso actual de energía, puede ser considerada como eficiente cuando se compara con la mayoría de plantas de características semejantes en Estados Unidos. En la sección siguiente se estima el beneficio en reducción de emisiones.

Reducción en las emisiones de metano

Para estimar la reducción potencial en las emisiones de metano se evaluó la generación de emisiones en línea de base, comparándola con las emisiones con recuperación de energía de los lodos como proyecto. Para lograr lo anterior, se utilizaron las ecuaciones (8) y (9) con los siguientes parámetros, tomados de Nolasco (2010).

QL

= 2 629.34 ton/año de lodos.

DOC

= 0.05 para lodo doméstico.

MCF S

= factor de corrección de metano para la disposición de lodo (0.4) para planta de tratamiento aeróbica sobrecargada.

DOC F

= fracción de contenido orgánico (DOC), que se transforma en biogás (0.5).

F

= fracción de metano en el biogás (0.7).

UF

= factor de corrección por incertidumbre (0.94).

GWP CH4

= potencial de calentamiento global del metano 21 kgCO2/kgCH4.

EF

= factor de emisión de la red eléctrica (0.466 ton CO2/MW).

L

= fracción de biogás que se pierde = 0.2 recomendado.

Sustituyendo esos parámetros de la PTAR-NL en la ecuación (8) se obtiene que las emisiones en línea base (funcionamiento actual) de GEI de la PTAR-NL son de 4 136 toneladas equivalentes de dióxido de carbono al año.

2007-2422-tca-9-02-86-g032.pngBE = (2 629.34 ton/año) (0.05) (0.4) (0.5) (0.5) (16/12) (0.94) (21 kgCO2e/kgCH4) + (8 132.36 MW/año) (0.466 ton CO2/MW) = 4 136 ton CO2/año

Este resultado no incluye las emisiones de GEI por transporte de los lodos. Sólo como referencia, según Chacón et al. (2010), las emisiones de GEI por transporte en Tamaulipas fueron de 3.32 millones de toneladas métricas de dióxido de carbono y en 2015 serían de 3.92 millones de toneladas métricas.

La generación estimada de electricidad mediante recuperación de metano con la implementación de la propuesta (como se estimó anteriormente) es de 1 132 248 kWh/año. Utilizando ese dato en la ecuación (9) se estiman las emisiones de GEI con proyecto (PE):

2007-2422-tca-9-02-86-g033.pngPE = (2 629.34 ton/año) (0.05)(0.5)(0.7)(16/12) (0.2) - (1 132.248 Mw/año - 8 132.356 Mw/año) (0.466 ton CO2/MW) = 3271 tonCO2/año

2007-2422-tca-9-02-86-g034.pngER = 4 136 ton CO2/año - 3 271 ton CO2/año = 865 ton CO2/año

Esta disminución de 865 toneladas equivalentes de dióxido de carbono, en comparación con las emisiones estimadas en línea base, representan una reducción de 21%, sin comprometer la calidad del efluente de la PTAR-NL.

Conclusión

En este trabajo se muestra cómo la recuperación de lodos puede ser útil no sólo para desplazar energía eléctrica, con el consecuente ahorro económico, sino también para reducir las emisiones contaminantes de metano. El aprovechamiento de lodos para la generación de biogás en la PTAR-NL reduciría su volumen en materia orgánica hasta 50%, equivalente a una disminución total de materia seca de 25 a 33%. El biogás se aprovecharía para la generación de energía eléctrica, desplazando en 14% la importación de energía eléctrica. Este desplazamiento significaría un ahorro por la reducción en el consumo de energía eléctrica de la red de la Comisión Federal de Electricidad (CFE). Si se combina el ahorro en consumo con la aportación de energía por recuperación de metano, la PTAR-NL sería mucho más eficiente en términos energéticos. Además, el aprovechamiento de lodos mejoraría directamente en 2% la eficiencia actual en uso de energía de la planta, con la nueva composición de fuentes de energía (electricidad y biogás). Esta mejora en eficiencia es relevante debido a que la PTAR-NL, con su uso actual de energía, es considerada como eficiente, comparada con otras PTAR en México y Estados Unidos de características operativas similares. Los resultados obtenidos indican también que la implementación de un proyecto de aprovechamiento de metano en la PTAR-NL reduciría en 21% las emisiones de GEI en toneladas equivalentes de dióxido de carbono, lo cual implica un beneficio ambiental relevante. Este ejercicio no contempla variables económicas, pero considerando los beneficios ambientales y energéticos que proporcionaría, es razonable pensar que puede ser económicamente viable.

Referencias

1 

Appels, L., Baeyens, J., Degreve, J., & Dewil, R. (2008). Principles and potential of the anaerobic digestion of waste-activated sludge. Progress in Energy and Combustion Science, 34(6), 755-781.

2 

American Water Works Association, AWWA Research Foundation. (2007). Energy index development for Benchmarking water and wastewater Utilities. Recuperado de http://www.waterrf.org/Pages/Projects.aspx?PID=3009

3 

Bachmann, N., Jansen, J., Baxter, D., Bochmann, G., & Montpart, N. (2015). Sustainable biogas production in municipal wastewater treatment plants. Recuperado de http://www.iea-biogas.net/files/daten-redaktion/download/Technical%20Brochures/Wastewater_biogas_grey_web-1.pdf

4 

Blanco, J. P. (2014). Aprovechamiento de lodos residuales para cerrar el ciclo urbano del agua, mejorar la eficiencia energética y reducir los GEI: caso de la PITAR Nuevo Laredo (tesis de maestría). El Colegio de la Frontera Norte, Monterrey, México.

5 

Chacón, D., Giner, M. E., Vázquez, M., Roe, S. M., Maldonado, J. A., Lindquist, H., Strode, B., Anderson, R., Quiroz, C., & Schreiber, J. (2010). Emisiones de gases de efecto invernadero en Tamaulipas y proyecciones de casos de referencia 1990-2025. Recuperado de http://www.cocef.org/uploads/files/inventario_emisiones_gei_tamaulipas_junio_2010.pdf

6 

Comisión Nacional del Agua, Conagua. (2011). Inventario nacional de plantas municipales de potabilización y de tratamiento de aguas residuales en operación. Recuperado de http://www.conagua.gob.mx/CONAGUA07/Publicaciones/Publicaciones/SGAPDS-INVENTRIO%202011%20FINAL.pdf

7 

Comisión Nacional del Agua, Conagua . (2014). Inventario nacional de plantas municipales de potabilización y de tratamiento de aguas residuales en operación. Recuperado de http://www.conagua.gob.mx/CONAGUA07/Publicaciones/Publicaciones/Inventario_Nacional_Plantas1.pdf

8 

Environmental Protection Agency, EPA. (2012). Global anthropogenic Non-CO 2 greenhouse gas emissions: 1990-2030 (Report EPA 430R-12-006). Recuperado de https://www.epa.gov/sites/production/files/2016-05/documents/epa_global_nonco2_projections_dec2012.pdf

9 

Instituto de Investigaciones Eléctricas, IIE. (2012). Guía de usuario. Generación de electricidad mediante residuos sólidos urbanos. Temixco, México: Instituto de Investigaciones Eléctricas.

10 

Instituto para la Diversificación y Ahorro de la Energía, IDAE. (2007). Biomasa. Digestores anaerobios. Recuperado de http://www.idae.es/uploads/documentos/documentos_10737_Biomasa_digestores_07_a996b846.pdf

11 

Jorgensen, P. J. (2009). Biogas, green energy. Process-Design-Energy supply-Environment. Recuperado de http://lemvigbiogas.com/BiogasPJJuk.pdf

12 

Lazarova, V., Peregrina, C., & Pascal, D. (2012). Towards energy self-sufficiency of wastewater treatment. In: Water. Energy interactions in water reuse (pp. 87-126). Lazarova, V., Choo, K.-H., & Cornel, P. (eds.). London: IWA Publishing.

13 

Limón, J. G. (2013). Los lodos de las plantas de tratamiento de aguas residuales, ¿problema o recurso? Trabajo de ingreso del autor como miembro de la Academia de Ingeniería. Academia de Ingeniería, A. C., Guadalajara, México.

14 

Meda, A., Lensh, D., Schaum, Ch., & Cornel, P. (2012). Energy and water: Relations and recovery potential. In: Water. Energy interactions in water reuse (pp. 21-35). Lazarova, V., Choo, K.-H., & Cornel, P. (eds.). London: International Water Association, IWA Publishing.

15 

Metcalf & Eddy Inc., Tchobanoglous, G., Stensel, H. D., Tsuchihashi, R., & Burton, R. (2014). Wastewater engineering treatment and resource recovery (5th ed.). London: McGraw Hill Higher Education.

16 

Monroy, O., Fama, G., Meraz, M., Montoya, L., & Macarie, H. (2000). Anaerobic digestion for wastewater treatment in México: State of the technology. Water Resources, 34(6), 1803-1816.

17 

Nolasco, D. A. (2010). Desarrollo de proyectos MDL en plantas de tratamiento de aguas residuales (nota técnica). Washington, DC: Banco Interamericano de Desarrollo, Sector de Infraestructura y Medio Ambiente.

18 

Noyola, A., Morgan-Sagastume, J. M., & Güereca, L. P. (2013). Selección de tecnologías para el tratamiento de aguas residuales municipales. Guía de apoyo para ciudades pequeñas y medianas. México, DF: Universidad Nacional Autónoma de México, Instituto de Ingeniería.

19 

Noyola, A., Paredes, M. G., Morgan-Sagastume, J. M., & Güereca, L. P. (2016). Reduction of greenhouse gas emissions from municipal wastewater treatment in Mexico based on technology selection. Clean Soil Air Water, 44(9), 1091-1098. DOI: 10.1002/clen.201500084

20 

Peña de la, M. E., Ducci, J., & Zamora, V. (2013). Tratamiento de aguas residuales en México (Nota Técnica IDB-TN-521). Recuperado de http://services.iadb.org/wmsfiles/products/Publications/37783778.pdf

21 

Programa Mundial de Evaluación de los Recursos Hídricos de las Naciones Unidas, WWAP. (2017). Informe Mundial de las Naciones Unidas sobre el Desarrollo de los Recursos Hídricos 2017. Aguas residuales: El recurso desaprovechado. Recuperado de http://unesdoc.unesco.org/images/0024/002476/247647S.pdf

22 

Ramírez, E., Cardoso, L., & Moeller, G. (2009). Operación y mantenimiento de plantas de tratamiento de lodos activados. Material tecnodidáctico (7ª ed.). Moeller, G. et al. (eds.). Jiutepec, México: Secretaría de Medio Ambiente y Recursos Naturales-Instituto Mexicano de Tecnología del Agua.

23 

Ríos, M., & Kaltschmitt, M. (2016). Electricity generation potential from biogas produced from organic waste in Mexico. Renewable and Sustainable Energy Reviews, 54, 384-395.

24 

Secretaría de Medio Ambiente y Recursos Naturales- Instituto Nacional de Ecología y Cambio Climático, Semarnat-INECC. (2012). México. Quinta Comunicación Nacional ante la Convención Marco de las Naciones Unidas sobre el Cambio Climático. Recuperado de http://unfccc.int/resource/docs/natc/mexnc5s.pdf

25 

Tabasová, A., Kropác, J., Kermes, V., Nemet, A., & Stehlík, P. (2012). Waste-to-energy technologies: Impact on environment. Energy, 44(1), 146-155.

26 

United Nations Framework Convention on Climate Change, UNFCCC. (2014). Clean development mechanism CDM methodology booklet (6th ed.). Recuperado de https://cdm.unfccc.int/methodologies/

27 

Watergy México, A. C. , & Comisión de Cooperación Ecológica Fronteriza, COCEF. (2014). Auditoría de eficiencia energética en estaciones de bombeo y plantas potabilizadoras en el sistema municipal de agua y saneamiento de Nuevo Laredo, Tamaulipas. Informe Final. México, DF: Watergy México A. C., Comisión de Cooperación Ecológica Fronteriza, COCEF.

28 

Wiser, J. R., Schettler, J. W., & Willis, J. L. (December, 2010). Evaluation of combined heat and power technologies for wastewater treatment facilities. Recuperado de https://www.cwwga.org/documentlibrary/121_EvaluationCHPTechnologiespreliminary[1].pdf



This display is generated from NISO JATS XML with jats-html.xsl. The XSLT engine is libxslt.





Introduction

The 2017 United Nations World Water Development Report states that better management of wastewater involves not only its decontamination but most importantly, wastewater reuse and recovery of byproducts such as sludge (WWAP, 2017). Nevertheless, in Mexico as well as other countries, treated wastewater is discharged into ecosystems while, in the best case, wastewater sludge is disposed of in sanitary landfills. The so-called linear approach to sanitation contributes to a lack of nutrients and energy as well as the environmental pollution resulting from the treatment, operation and use of nonrenewable energy. Water and sludge contain energy and nutrients that can be recovered for use (Tabasová, Kropác, Kermes, Nemet, & Stehlík, 2012). One benefit of recovering energy from sewage sludge is the reduction in the emissions of methane (CH4). Methane has 25 times more capacity for trapping heat in the atmosphere as compared to carbon dioxide (CO2), and is an important precursor of tropospheric ozone (Noyola, Paredes, Morgan-Sagastume, & Guerec, 2016). In Mexico, 30% of the Wastewater Treatment Plants (WWTP) use activated sludge treatment technologies, and represent 61% of the installed capacity for treatment (Conagua, 2014). WWTP with activated sludge treatment technology might recuperate energy from sludge through anaerobic digestion and partially self-provide the energy requirements, with the subsequent money savings.

Northern Mexico is a region with a higher percentage of wastewater treatment (Peña de la, Ducci, & Zamora, 2013), however only a few cities in the region sell treated wastewater for industrial use, including for the irrigation of municipal green areas or golf courses. Generally, wastewater sludge is considered residue and is usually dumped into sanitary fills. In Mexico, final disposal of wastewater sludge must comply with at least two Official Mexican Norms (NOM-004-SEMARNAT-2002 and NOM-083-SEMARNAT-2003): one specifies the maximum limits of pollutants and the quality of sludge required for potential uses and final disposal; the other defines the criteria for the design of sanitary landfills for urban solid waste, including their construction, operations, monitoring and closing.

The management, treatment and disposal of municipal wastewater increases GHG emissions due to the decomposition of organic matter and their associated treatment process (Noyola, Morgan-Sagastume, & Güereca, 2013; Noyola, et al. 2016). Anaerobic wastewater treatment technologies can be a source of CH4 and nitrous oxide (N2O) emissions when energy is not recovered, while WWTP that use aerobic treatment contribute to indirect emissions due to their high energy consumption. Consequently, treatment selection has important consequences for GHG emissions (Noyola et al., 2016). WWTP have an estimated share of about 5% of the total worldwide CH4 emissions, and this is expected to increase up to approximately 28% for the period 2005 to 2030, from 477 to 609 million metric tons of equivalent carbon dioxide (EPA, 2012).

For the period 1990 to 2010, methane gas emissions from municipal wastewater treatment increased 126.6% in Mexico, from 3 948.2 to 8 946.5 gigagrams of equivalent CO2, with a 4.2% of average annual increase (Semarnat-INECC, 2012). This increase in emissions was partially due to a Mexican policy that promoted and funded treatment infrastructure for municipal and industrial wastewater, resulting in a two-fold increase in the volume of treated wastewater for the period 2000-2012 (Peña de la et al., 2013). In 2010, there were 2 186 functioning WWTP in Mexico, and the more common treatment technologies for wastewater treatment were waste stabilization ponds (35%) and activated sludge (30%) (Conagua, 2011). By the end of 2014, the number of WWTP increased to 2 337, with a total installed treatment capacity of 151 883.43 l/s and a treated volume of 111 253.51 l/s, or the equivalent of 52.7% of total collected wastewater (Conagua, 2014). By 2030, the amount of methane emissions from wastewater treatment in Mexico is expected to be 58.1 MtCO2e (EPA, 2012). Given this situation, a change is needed from a linear wastewater management approach to a more integrative approach, which should include not only reusing treated wastewater but also treated sludge (Limón, 2013). Since 2008, the Mexican National Water Commission has promoted the reuse of treated wastewater. To this end, two Official Mexican Norms on artificial recharge of aquifers using treated wastewater have been published (NOM-015-Conagua-2007 and NOM-014-Conagua-2003) (Peña de la et al., 2013).

Regarding sewage sludge, this must be stabilized before disposal in order to reduce foul odors and health risks. It must also be dehydrated to reduce its volume. Sewage sludge treatment processes vary according to their source and type of water use, wastewater treatment and disposal method (Ramírez, Cardoso, & Moeller, 2009). Activated sludge treatment requires electrical energy to transfer oxygen to water and microorganisms, utilizing electromechanical equipment (mechanical air diffusers, compressors). In the aerobic process, 65% of the energy produced by microbial metabolisms is transformed into sludge, while 35% dissipates through the release of energy (Noyola et al., 2013). There are several alternatives for reusing stabilized sludge, for example, it can be used as fertilizers by composting or as a source of energy by recovering methane using diverse methods (Tabasová et al., 2012; Lazarova, Peregrina, & Pascal, 2012). The latter option might improve the energy efficiency of WWTP and reduce methane emissions.

A direct way to recover methane gas in WWTP is to use anaerobic digestion processes for wastewater treatment. Another option is to replace aerobic treatment of sludge with anaerobic treatment. Sewage sludge has a high organic content which is suitable for anaerobic digestion. Anaerobic digestion is a biological process by which sewage sludge, through the action of a group of bacteria and in the absence of oxygen, is broken down into biogas and a mixture of mineral products (Bachmann, Jansen, Baxter, Bochmann, & Montpart, 2015). The final product of this process is a biogas composed mainly of CH4 (between 60 and 70%), CO2 (approx. 30%), N2 and O2 (about 3% each). The best option would be to use direct anaerobic treatment for wastewater, because it has greater digestibility and a high content of primary sludge as compared to activated sludge; however, replacing infrastructure would be too costly. In Mexico, only two WWTP utilize anaerobic digestion technology for wastewater treatment and obtain biogas for power generation: “El Ahogado”, a WWTP located in the Guadalajara metropolitan area, in Jalisco, with an installed capacity of up to 2.25 cubic meters per second, and which generates up to 78% of the energy required for the plant by using anaerobic digestion; and “San Pedro Mártir,” a WWTP located in the Querétaro metropolitan area (ZMQ), with a dual process, and which has a processing capacity of 0.75 cubic meters per second and generates 69% of the required energy for the functioning of the plant. Another WWTP, “Atotonilco,” which is still under construction, will use anaerobic digestion for the cogeneration of thermal and electric energy. Atotonilco is planned to have a capacity to treat 23 m3/s during the dry season and 60% of the wastewater generated in the valley of Mexico, and to generate about 60% of the energy required for its operation by recovering methane gas (Peña de la et al., 2013).

Recent papers in the specialized literature on wastewater management suggest that a scenario that combines aerobic with anaerobic technologies is a better option than aerobic technology alone for the onsite cogeneration of electricity. Combining treatment technologies might reduce emissions by as much as 27% by 2030 (Noyola et al., 2016). Two WWTP in Mexico that currently use anaerobic digestion for the treatment of sludge are the WWTP of the city of La Paz, Baja California Sur, and the city of Culiacan, Sinaloa. These plants use a portion of the generated methane gas as fuel to heat the digesters, and the rest of the gas is burned.

Anaerobic sewage sludge treatment and the capture of biogas would make possible to supply the total energy demand of the digester and a portion of the power demanded by the aeration system, for WWTP that utilize aerobic wastewater treatment. In addition, heat energy can be generated and used to heat the digester up to its operating temperature. With the use of appropriate heat exchangers, up to 7 400 kJ/h of heat per kW can be recovered and fed to the generator (Nolasco, 2010). Furthermore, the electricity generated by methane gas recovery can be considered carbon neutral since it is generated in the natural carbon cycle (Wiser, Schettler; & Willis, 2010; Jorgensen, 2009).

This paper examines the potential of methane gas recovery for energy generation in the International Wastewater Treatment Plant of Nuevo Laredo, Tamaulipas, Mexico (WWTP-NL), an energy efficient plant which generates good quality biosolids (see Table I). This alternative would contribute to further reducing direct and indirect emissions from the WWTP as compared to a scenario of biogas burned off in open flame, which is considered a good practice by the Intergovernmental Panel on Climate Change (IPCC). It is also a viable alternative to operating WWTP with aerobic treatment or without sewage sludge treatment, instead of replacing aerobic with anaerobic wastewater treatment. This paper proposes:

  • To evaluate the energy efficiency of the WWTP-NL and its energy potential by recovering methane gas;

  • To calculate the energy savings in the WWTP-NL generated by replacing external energy with energy from a methane gas recovery project;

  • To estimate the potential reduction in GHG emissions from the WWTP-NL as a result of the recovery of methane gas.

The WWTP-NL is located on the right side of the Rio Grande River in the municipality of Nuevo Laredo, in the northern portion of the state of Tamaulipas. The WWTP-NL is a secondary aerobic treatment plant with oxidation ponds, and a design capacity to treat 1 360 l/s of urban wastewater. The wastewater from the city of Nuevo Laredo is mainly of domestic and commercial origin; this is important because wastewater containing low discharges from industry decreases the variability in the characteristics of the sewage sludge.

The following paragraphs describe the wastewater treatment processes at the WWTP-NL (see Figure 1). Raw wastewater comes from two collectors, known as “El Ribereño” and “El Coyote.” It arrives by gravity to two sumps which have three submersible pumps for sewage sludge pumping, with a maximum capacity of 600 l/s each. In 2013, only one of these sump pumps was put into operation, sending an average flow of wastewater from between 850 to 910 l/s to the treatment system (Blanco, 2014). This average flow was maintained at these levels in 2016. After two siftings, the residual water reaches two Vortex-type grit chambers where inorganic sands are separated for disposal in tanks and containers.

Pretreated wastewater arrives by gravity to the oxidation ponds. The WWTP-NL has six carousel-type oxidation ponds for extended aeration, each one is 98.6m long, 38.4m wide and 6.7m high, each with a single hydraulic capacity of 850.7 17. In 2013, only four of the six ponds were in operation since the WWTP-NL was operating at 67% of its design capacity.

The effluents from the oxidation ponds pass by gravity to the distribution box to feed the secondary clarifiers. The clarification system comprises four circular concrete tanks 50.00 meters in diameter and 4.00m high, with a chute for the effluent measuring 47.8m in diameter and 6.35m deep. In 2013, only two of the four tanks were operating.

The recirculation pumping station consists of six horizontal centrifugal pumps and is used to send the activated sludge to the aeration tank (return sludge). In 2013, only one pump was operating to provide service to the two clarifiers in operation.

The chlorination is carried out in a chlorine contact tank divided into two sections, each measuring 32.7m in length, 14m wide and 3.6m deep. Two chlorine evaporators are utilized, each with a capacity of 6 000 lb/day. The chlorine evaporators send chlorine gas through pipelines up to two chlorinators. Finally, the residual water already treated and disinfected is discharged into the “El Coyote” stream in the Rio Grande flood zone. Occasionally, the WWTP-NL sends treated water to the pumping station to be reused in watering gardens, cleaning the plant, and irrigating green areas in the "Countryside" Golf Club in Nuevo Laredo. However, most of the effluent from the WWTP-NL is discharged into a Rio Grande flood zone, which is an international water body, and therefore it must comply with standards established by the International Boundary and Water Commission (IBWC), United States-Mexico division.

Figure 1

Process diagram of the WWTP-NL. Source: Prepared by the authors based on Watergy México A. C. and BECC (2014).

2007-2422-tca-9-02-86-gf3.png

In accordance with the operating instructions manual for the WWTP-NL, it was designed to generate 28 l/s of sewage sludge when working at 100% capacity. The sludge treatment process is described below.

Sludge from secondary clarifiers is pumped to a rectangular tank of reinforced concrete that has a volume of 2 937m3 and is ventilated by means of three rotary blowers and fine bubble diffusers located at the bottom of the tank. In the stabilization tank, sludge is thickened to 1%, in about 24 hrs. Once stabilized, three positive displacement pumps transport the sludge to drying beds for final disposal. In 2013, only one displacement pump was used and it worked only 12 hrs/day every two days. Eighty reinforced concrete tanks with sand and gravel filter beds are located at the end of the sludge treatment. Each one is 15m wide, 35m long and 0.5m deep. These drying beds remove excess moisture from the sludge for later disposal as waste at a confinement site. The WWTP-NL generates 10 ton/day of sludge that is classified as excellent quality, or class "A", in compliance with the NOM-004-SEMARNAT-2002, so it can be reused even for uses with direct contact with people (see Table 1). Twelve percent of the treated sludge is used as compost locally. The main disadvantage in the use of compost is that it must be transported to the place of use, generating GHG emissions by transport. Since the main economic activities in Nuevo Laredo are trade and services, the use of biosolids as compost on a larger scale would require transporting the material to agricultural areas located at a greater distance, which would generate GHG emissions.

Table 1

Parameters of the sludge at the WWTP-NL, march 2013. Source: Prepared by the authors based on data provided by the laboratory of the WWTP-NL.

Parameter Result NOM-004-SEMARNAT-2002 Excellent Sludge Units
Arsenic < 5.0 41 Mg/Kg
Cadmium <2.0 39 Mg/Kg
Copper 117.1 1500 Mg/Kg
Fecal coliforms <300 1000 ˂ NMP/gBS
Total Chromium 21.02 1200 Mg/Kg
Helminth eggs 0 1 ˂ Eggs/gBS
Mercury 0.65 17 Mg/Kg
Nickel 13.6 420 Mg/Kg
Lead 28.8 300 Mg/Kg
Salmonella spp <3 3 ˂ NMP/gBS
Zinc 633.6 2800 Mg/Kg

Materials and methods

The analysis of the WWTP-NL includes three components: an assessment of the efficiency of the plant; the estimation of potential energy recovering from anaerobic processes and its effect on the WWTP-NL energy efficiency; and the reduction of GHG emissions which is estimated by comparing emissions at baseline and with the methane recovery project.

For the analysis of the energy efficiency of the WWTP-NL, we applied a benchmarking approach proposed by the American Water Works Association Research Foundation (Research Foundation, 2007). The AWWA Research Foundation study developed a multiparameter model that captures key external features for energy use in a WWTP. To develop this model, information on energy use and the descriptive characteristics of the required parameters were collected from a statistical sample of 266 WWTP in the United States. An econometric analysis evaluated the correlation of 32 parameters with the use of energy, trying to define the variables with the greatest weight. Finally, a model was defined that relates the use of energy, as the dependent variable, with six independent variables: average flow of influent, biochemical oxygen demand (BOD) in the influent, BOD in the effluent, the influent load factor, use of trickling filter, and removal of nutrients. The coefficients generated by this model are reported in Equation 1.

(1)
2007-2422-tca-9-02-86-g036.pngln (Es)= 15.8741 +0.8944ln(Iprom) +0.4510ln(IDBO) -0.1943ln(EDBO)- 0.4280(IFC)-0.3256(FP) + 0.1774(RN)

Where:

ln(Es)

= expected average energy use; with a logarithmic transformation account for the range of variation in the size of the plants

Iprom

= average daily flow in the influent

ICOD

= COD in the influent

ECOD

= COD in the effluent

IFC

= Load Factor of influent (Iprom/Idiseño ×100)

FP

= Use of trickling filter (yes=1, no=0)

RN

= nutrient removal (RN yes=1, no=0)

By applying the coefficients of the AWWA Research Foundation model (Equation (1)), the expected average energy use (ln(s)) can be estimated given the set of six parameters. The first step in this analysis is to calculate the total energy use by type of source (conversion to kBTU/year). A correcting factor for the source of energy adjusts for the losses based on their origin. The second step is to estimate the average energy use for a plant with similar characteristics. The score of the plant given its current use of energy (ln(EAS)) is obtained by applying a natural logarithm. To compare the energy use performance of the WWTP-NL with the performance of a typical plant from the sample in the original study (with similar characteristics), the difference between the score given the current use (ln(Eas)) and the estimated score (ln(s)) is calculated.

WhereE as = current energy use, adjusted by the factor of origin (in this case, electricity or methane gas) to convert the total amount of energy to British Thermal Units (BTU):

(2)
2007-2422-tca-9-02-86-g037.pngEas=Eu (FS)

E u

= required energy KWh/year

F S

= energy source factor

To compare the energy use performance (ln(Es)) of the WWTP-NL with the best observed use in the sample from the AWWA Research Foundation study, an adjustment factor (Fadj) is calculated by dividing the estimated score (prediction) by the average score of 17.8 (corresponding to the average score obtained in the AWWA Research Foundation study, 2007).

(3)
2007-2422-tca-9-02-86-g038.pngFadj=ln(Es)/17.8

Now we apply the adjustment factor obtained to locate the current energy use on the distribution curve of the adjusted energy use (ln(Eadj)).

(4)
2007-2422-tca-9-02-86-g039.pngln(Eadj)=ln(Eas)/Fadj

To assess baseline energy efficiency, we find the value of the adjusted energy use (ln(Eadj) according to the values presented as percentiles in Figure 2. The location on the curve indicates how close the observed energy use is to the best use of energy (better efficiency the closer the observed value gets to ascoreof 100).

Finally, to compare the WWTP-NL’s baseline performance in energy use with its potential performance with the methane gas recovery project, we apply Equation 2, now with the correction factor for two sources of energy: electricity (11.1Kbtu/kWh) imported into the system and power generated by biogas from methane (21.2 1Kbtu/m3). We apply the adjustment factor and find the new value in Figure 2. The improvement in energy efficiency with the methane gas recovery is estimated as the difference between the scores with and without the project, standardized with the estimated adjustment factor (Fadj)

Kinetic equations were used to predict the production of methane, assuming the use of simple complete-mix anaerobic digesters, single stage, with a mesophilic digestion process (Metcalf & Eddy Inc., Tchobanoglous, Stensel, Tsuchihashi, & Burton, 2014). This is the most common and easily operated digester, which reduces costs related to adaptation. In general, WWTP in Mexico operate at ambient temperature, which corresponds to the lowest level in the mesophilic range (30-38 C). Most anaerobic reactors operate under mesophilic conditions since they are more stable than those that operate in the thermophilic temperature range (Monroy, Fama, Meraz, Montoya, & Macarie, 2000). Digesters that operate in the thermophilic temperature range (50-570C) require larger amounts of energy, generate a supernatant with large amounts of dissolved solids, and produce foul odors (Appels, Baeyens, Degreve, & Dewil, 2008). In this work we do not consider some options that would improve the efficiency in biogas production; for example, pretreatment of sludge or a combination of sludge with fats or other materials.

To estimate the amount of production of methane gas we use Equations 5 and 6 (Metcalf & Eddy Inc. et al., 2014), and the variables described below:

(5)
2007-2422-tca-9-02-86-g040.pngVCH4= (0.35) [S0 - S) (Q) (1kg/103g)- 1.42]

Where:

V CH4

= Volume of methane (m3/d) produced under standard conditions

S 0

= bCOD in the influent g/m3

S

= bCOD in effluent g/m3

Q

= sludge flow m3/d

Px

= net mass of solid biological synthesized per day kg/d

The net mass of solid biological synthesized per day (Px) can be estimated with the following equation, used for high load biodigesters with a complete mixture (motorized shaker that allows a homogeneous mixture of sludge), without exhaust gas recirculation (Metcalf & Eddy Inc.et al., 2014):

(6)
2007-2422-tca-9-02-86-g041.pngPx = [YQ(S0 - S) (1kg/103g)]/1 + b(SRT)

Where:

Y

= coefficient of performance, which is obtained from the combination of fermentation and methanogenesis processes

Q

= flow m3/d

S 0

=bCOD in the influent g/m3

S

= bCOD in effluent g/m3

B

= Endogenous decay coefficient (fermentation, methanogenesis)

STR

= solids retention time, for digestion of high load range is 15 to 20 days, in practice (Metcalf & Eddy, Inc. et al., 2014).

The typical values of the anaerobic reaction forY and bare: for the coefficient of performance (Y), a range of 0.05-0.10 g VSS/g bCOD; for the endogenous coefficient (b) the range is 0.02-0.04 g/g.d(Metcalf & Eddy Inc.et al., 2014; Appels et al., 2008).

As a third component, we used the methodology approved for Clean Development Mechanisms (CDM) projects for WWTP, AMS IIIH "Methane Recovery in Wastewater Treatment" (UNFCCC, 2014; Nolasco, 2010). This methodology compares the reduction in GHG emissions using the implementation of CDM projects with baseline GHG emissions. The AMS IIIH methodology includes procedures for the recovery of biogas from organic matter by means of various options. One of the CDM projects consists of replacing aerobic sludge treatment with an anaerobic system combined with gas recovery and either methane burning in flame or its use for electricity generation for the WWTP.

The baseline for this study is defined as "aerobic digestion of sludge generated in a WWTP with aerobic treatment.” Baseline emissions are those generated under the plant’s current operating conditions. The potential project is defined as "Implementation of an anaerobic digestion system with methane recovery" (methodology AMS-IIIH) of sludge generated by aerobic treatment of wastewater (Nolasco, 2010). The simplified calculation of baseline and project emissions is based on the following equations:

(7)
2007-2422-tca-9-02-86-g042.pngER=BE-PE

E R

= Emissions reduction

B E

= Baseline Emissions

P E

= Emissions with the project

To estimate baseline emissions and emissions with the project we used the following equations (8 and 9):

(8)
2007-2422-tca-9-02-86-g043.pngBE = (QL) (DOC) (MCFS) (DOCF ) (F ) (16/12) (UF) (GWPCH4 )+ (EC) (EF)

(9)
2007-2422-tca-9-02-86-g044.pngPE= (QL) (DOC) ( DOCF ) (F) (16/12) (L -EG) (EF)

Where:

QL

= volume of sludge (t/year)

DOC

= content of organic matter in the sewage sludge (0.05 for domestic mud)

MCF S

= methane correction factor for the sludge treatment system

DOCF

= fraction of organic content (DOC) that is transformed into biogas (0.5)

F

= fraction of methane in the biogas: 0.7

UF

= correction factor for uncertainty (0.94)

GWP CH4

= methane global warming potential (21 kgCO2e/kgCH4)

L

= fraction of biogas that is lost in the system for capture of the electric current, distribution and consumption (suggested value 0.2)

EG

= energy surplus (energy recovery - consumption of the project), which replaces the use of fossil fuels or electricity (MWh/year).

EC

= WWTP Energy consumption in the form of electricity (MWh/year)

EF

= emission factor of the electrical grid (tCO2e/Mwh)

To estimate the potential for electrical power generation, we assume the use of an internal gas combustion engine. Internal combustion engines offer the advantage of low emission of oxides of nitrogen in compliance with the regulations for emissions to the atmosphere. The efficiencies of the various internal combustion engines that use gas to generate electrical energy range between 30 and 42% (Wiseret al., 2010). For this study, we assumed a parameter of efficiency of 35%. It should be noted that the real operation of a gas recovery project must consider scenarios involving maximum and minimum power generation in order to reduce risks and increase the efficiency of the process.

This study focuses on the reduction of GHG emissions related to the management of sludge, the most important of which is methane. Therefore, the environmental impacts and energy uses that are relevant to the work are limited to treatment processes and utilization of sludge, and we do not use methodologies with broader purposes, such as a life cycle analysis, which would require evaluating the whole sanitation process including all the inputs and outputs of the systems to be evaluated and all vectors involved (air, water, soil).

Results and discussion

Energy efficiency assessment

The WWTP-NL records a monthly average consumption of 677 696 kWh for its operations, equivalent to an annual consumption of 8 356 132 kWh/year. The energy consumption per process area can be seen in Table 2. The pumping station consumes the greatest percentage of electrical energy (46%). The oxidation ponds consume 37%, which is the area with the second highest consumption.

The energy use score for the WWTP-NL was calculated based on the AWWA Research Foundation benchmarking approach. For its current energy use, the WWTP-NL score is obtained by performing the following calculations (Equation (2)):

2007-2422-tca-9-02-86-g045.pngEas =Eu (FS)

Eu

= Energy required KWh/year=8132 356kWh/year

FS

= factor of origin of the energy= 11.1 kbtu/kWh

Eas

= ∑ Eu (FS)= 8 132 356KWh/year (11.1Kbtu/KWh)= 90 269 151.6 kbtu/year

Ln(Eas)

= ln(90 269 151.6 kbtu/year)= 18.32

Table 2

Monthly average energy consumption by the wwtp-nl by process area. Source: Prepared by the authors with data provided by Comapa Nuevo Laredo, Coordination of Treatment Plants.

Process area Energy expenditure (KWh) Average percentage
Pump station 313428 46
Screening and grit 12912 2
Oxidation ponds 251864 37
Clarifiers 1666 0.25
Return of Sludge 32600 5
Chlorination 24763 4
Sludge tank 14949 2
General Areas 25514 4

We applied the coefficients in the measurement of the AWWA Research Foundation model (Equation 1) and data to the characteristics of the WWTP-NL in order to assess the difference between the score with the current use (ln(Eas)) and the estimated use (ln(Es)). The daily influent average for 2016 in the WWTP-NL was 19.73 mgal/d; the average BOD in the influent was 232.00 mg/l and the average BOD per day in the effluent was 3,175 mg/l; the influent load factor was calculated using the ratio between average influent 864.66 l/s for 2016 and the influent design capability of the WWTP-NL (1 360 l/s). In this case, trickling filter or removal of nutrients were not included in the processes of the WWTP.

Table 3

Values of the parameters for the generation of biogas in WWTP-NL. Source: Prepared by the authors with data obtained in the plant (Coordination of Treatment Plants, Comapa NL) and parameters from Metcalf & Eddy, Inc. et al., 2014.

Parameter Symbol Value Units
bCOD in the influent So 232.00 Mg/l
bCOD in effluent S 3,175 Mg/l
Flow of sewage sludge Q 74 706.62 M3/d
Coefficient of performance Y 0.08 gVSS/g bCOD
Endogenous coefficient b 0.03 1/d
Sludge retention time SRT 16 d
Average conversion factor of methane at 350C 0.40

[i] Note:VSS= volatile suspended solids; bCOD = Chemical Oxygen Demand biodegradable.

By applying equation (1):

2007-2422-tca-9-02-86-g046.pngln(ES)= +0.8944 ln(19.7355 15.8741 mgal/d)+ 160.71ln (0.4510 mg/l)-0.1943 ln(3,175 mg/l) -0.4280ln{(864.66 l/s/1360 l/s)x100}+0.1774 -0.3256(0)(0)= 18.83

The baseline score of the plant calculated above (ln (Eas= 18.32) is lower than the average score obtained for the sample with similar characteristics in the benchmarkingstudy (18.83). This result is important as it indicates that, comparatively, the WWTP-NL can be considered as efficient.

To perform the graphical analysis of the energy performance of the WWTP-NL, the baseline score is located on the distribution curve of the adjusted energy use. This location on the distribution curve indicates how close the WWTP-NL performance comes to the best energy use of similar plants in the AWWA Research Foundation study sample. First, we calculate the adjustment factor (Fadj) with the result of current energy use (equation (2)):

2007-2422-tca-9-02-86-g047.pngFadj= ln(ES)/17.8= 18.83/17.8= 1.05786

2007-2422-tca-9-02-86-g048.pngln(E adj)= ln(E as)/F adj= 18.32/1.05791= 17.32

An adjusted energy consumption score of 17.32 is located approximately at the 87th percentile of the curve (Figure 2). One way to interpret this result is that the WWTP-NL is located in the group of 13% of the sample plants that are similar to the WWTP-NL with less energy use. This result suggests that the WWTP-NL is efficient in their energy consumption at baseline.

Figure 2

Adjusted energy consumption in the WWTP-NL with methane recovery. Source: Prepared by the authors, adapted from AWWA Research Foundation (2007).

2007-2422-tca-9-02-86-gf4.png

In our assessment, we assume the use of 100% of the sludge obtained from the WWTP-NL processes for energy generation. The process of anaerobic digestion can be fed with a mixture of primary and secondary sludge, in addition to fat trapped in the filters or grease traps at the entrance to the plant. The latter two options are not considered in our estimates. To assess the biogas potential, the use of a high-speed, one-stage anaerobic digester is assumed. We know that the plant’s average monthly flow of waste water is 864.66 l/s, equivalent to 74 706.62 m3/d. To estimate the chemical oxygen demand (COD) load in the influent, we already know its daily average BOD (232.00 g/m3); and in the primary clarifier a BOD removal of 35% and 60% of removal of total suspended solids (TSS) are assumed.

2007-2422-tca-9-02-86-g050.pngBiodegradable COD load in the influent = (0.35)*(160.71g/m3)*(74 706.62m3/d)*(1 kg/103)= 4 202.13 kg/d

2007-2422-tca-9-02-86-g051.pngThe biodegradable COD load in the effluent= 4 202.13 kg/d *(1-0.6)= 1 680.85 kg/d

For the estimation of the potential amount of biogas, we used Equations (5) and (6) and the parameters and data in Table 3, in addition to the estimated bCOD in the influent and effluent. First, the mass of biological solid synthesized daily is estimated using Equation 6. The endogenous coefficient (b) considered for a complete-mix digester is 0.03. The hydraulic retention time of the sewage sludge (STR) is a parameter that sets the time that the sludge remains in the anaerobic digestion reactor and with which microorganisms can transform organic matter into a gas. Very short periods of time produce incomplete degradation and less amount of gas is generated. Under mesophilic temperature conditions, average operation of 35C, at least 10 retention days are estimated (Metcalf & Eddy, Inc.et al., 2014); although in practice a range of 16 to 25 days is recommended (Bachmann et al., 2015). For this exercise, we used the criterion of 16 days. The net mass of biosolids synthesized daily, in kilograms per day (Px), was obtained by applying these parameters to the equation (6):

2007-2422-tca-9-02-86-g052.pngPx = [0.08 (680.85 202.13 - 1)4 kg/d]/(1 + 0.03d - 1(16d)] = 136.28 kg/d

To estimate the production of methane gas we use Equation 5. The average conversion factor for methane production at an average temperature of 35 °C is 0.40 (Metcalf & Eddy Inc. et al., 2014).

2007-2422-tca-9-02-86-g053.pngVCH4 = (0.40 m3/kg) [(4 202.13-1 680.85)kg/d- 1.42( 136.28kg/d)] = 815 m3/d

We estimate a production of 815 m3of methane gas for the WWTP-NL. After estimating the amount of methane gas that can potentially be generated, the amount of theoretical energy needs to be estimated. To do this we calculate the volume of biogas generated, assuming a content of 70 per cent of methane:

2007-2422-tca-9-02-86-g054.pngVolume of biogas = 815 m3/d/0.70 = 1 164.28 m3/d

2007-2422-tca-9-02-86-g055.pngVolume of biogas per month = 1 164 m3/d *30d/month = 34 928 m3/month

2007-2422-tca-9-02-86-g056.pngAnnual volume of biogas: 34 928 m3/month *12m/year= 419 143 m3/year

To estimate the theoretical energy per day, a higher calorific value of 27.8MJ/m3 or 7.72kWh/m3 is assumed (Ríos & Kaltschmitt, 2016) based on the content of methane (70%). With these data we obtain the theoretical energy per day:

2007-2422-tca-9-02-86-g057.pngTheoretical energy per day = (1 164 m3/d) (7.72kWh/m3)= 8986 kWh/d

2007-2422-tca-9-02-86-g058.pngMonthly theoretical energy = (8 986kWh/d)(30d/month)= 269 582.4 kWh/month

The next step is to estimate the potential electrical energy derived from the biogas. For this purpose, the use of a gas internal combustion engine with a parameter of efficiency of 35% is assumed. Metcalf & Eddy, Inc. et al. (2014)report an efficiency range of 37 to 42% for an internal combustion engine, however, other publications (IDAE, 2007; IIE, 2012) report lower efficiency (30-42%); therefore, a conservative approach of 35% was used.

2007-2422-tca-9-02-86-g059.pngEelectric_month= (269 582 kWh/month)(0.35)= 94 354 kWh/month

2007-2422-tca-9-02-86-g060.pngEelectric_year= 94 354 kWh *12 = 1 248 132 kWh/year

The amount of electrical energy that can potentially be achieved using methane generated by the WWTP-NL sludge is 1 248 132kWh/year. With the project, the recovered energy would replace electrical energy that is currently imported into the treatment system. To estimate the amount of energy that would still be necessary to import, we simply subtract the energy that can be generated with the project from the electrical energy used without the project.

2007-2422-tca-9-02-86-g061.pngImported energy = Energy required kWh/year - Energy displaced kWh/year

2007-2422-tca-9-02-86-g062.pngImported energy = 8 132 356 KWh/year - 1 132 248 kWh/year = 7 000 108 kWh/year

The amount of energy that is replaced is equivalent to 14 % of the energy used by the WWTP-NL. To put it in context, recommendations from an energy efficiency audit of the WWTP-NL in 2013 would achieved an energy savings in the range of 8.98 to 9.49% (Watergy Mexico A. C. and BECC, 2014).

Now, we analyze the change in energy efficiency of the WWTP-NL with the methane gas recovery project. Energy consumption with the project is composed of imported electricity and electricity generated by biogas. The correction factors are 11.1Kbtu/kWh for electrical energy and 21.2 1Kbtu/m3 for the energy from biogas. Applying these parameters, we obtain the adjusted energy consumption with the project:

2007-2422-tca-9-02-86-g063.pngEas=  Eu (FS)= 7 000 108 kWh/year E el (11.1Kbtu/kWh) + 419 143 m3/year (21.2 Kbtu/m3)= 86 587 034 Kbtu/year

Afterward, we estimate the efficiency with the methane gas project. The new score of the plant with its current energy use ln(EAS) is normalized using the adjustment factor estimated above (Fadj)=1.05786.

2007-2422-tca-9-02-86-g064.pngln(Eas)= ln(86 587 034Kbtu/año)=18.276

2007-2422-tca-9-02-86-g065.pngln(Eadj)= ln(Eas)/Fadj= 18.276/1.05786= 17.27

This new estimate of efficiency with the project generates a score of 17.27, which is less than the 17.32 without project. This new adjusted score changes the location of the adjusted energy consumption (Figure 2) from the 87th percentile without the project to the 89th percentile with the project. The energy efficiency of the WWTP-NL improves approximately 2% with the methane gas recovery project. Although this seems to be a marginal improvement, it should be recalled that the WWTP-NL without the project is efficient when compared to most of the similar WWTP in the United States. The following section analyzes the benefit in terms of GHG emissions reduction.

Reduction in methane gas emissions

To estimate the potential reduction in methane gas emissions, we simply compared the baseline emissions with the WWTP-NL emissions corresponding to the methane gas recovery project. We used Equations 8 and 9with the following parameters, taken from Nolasco (2010).

QL

=2 629.34 tons/year of sludge

DOC

= 0.05 for domestic sludge.

MCFS

= methane correction factor for the disposal of sludge (0.4) for an overloaded aerobic treatment plant

DOC F

= fraction of organic content (DOC) that is transformed into biogas (0.5)

F

= fraction of methane in the biogas (0.7)

UF

= correction factor for uncertainty (0.94 )

GWP CH4

= global warming potential of methane 21 kgCO2/kgCH4

EF

= emission factor of the electricity grid (0.466tonCO2/MW)

L

= fraction of biogas is lost = 0.2 recommended

By replacing these parameters in Equation 8, we obtain a baseline emissions (GHG) for the WWTP-NL of 4 136 tons of carbon dioxide equivalent emissions per year.

2007-2422-tca-9-02-86-g066.pngBE = (2 629.34 ton/year) (0.05) ( 0.4) ( 0.5) (0.5) (16/12) (0.94) (21 kgCO2e/kgCH4) ) + (8 132.36Mw/year) (0.466tonCO2/MW)= 4 136 tonCO2/year

This result does not include GHG emissions for the transportation of sewage sludge. However, just for reference, according toChacón, Giner, Vázquez, Maldonado and Lindquist (2010), the GHG emissions from transport in Tamaulipas were 3.32 million metric tons of carbon dioxide, with an increase to 3.92 millions of metric tons in 2015.

The generation of electricity through methane recovery with the methane gas recovery project (as previously estimated) is 1 248 132 KWh/year.Using this information in the Equation 9, GHG emissions with the project are estimated (PE):

2007-2422-tca-9-02-86-g067.pngPE = (2 629.34 ton/year) (0.05)( 0.5)( 0.7)( 16/12) ( 0.2) - (1 132.248Mw/year-8 132.356Mw/year) (0.466 ton CO2/MW)= 3271 tonCO2/year

2007-2422-tca-9-02-86-g068.pngER = 4136 tonCO2/year - 3271 tonCO2/año= 865 tonCO2/year

This represents a reduction of 21 %, without compromising the quality of the effluent from the WWTP-NL.

Conclusion

This paper shows how the recovery of sludge can be useful not only to replace imported electric energy, with the consequent economic savings, but also to reduce methane gas emissions. The use of sewage sludge for the generation of biogas in the WWTP-NL would reduce the volume of organic matter up to 50%, equivalent to a total reduction of dry matter of 25 to 33%. The biogas is used for the generation of electrical energy, replacing 14 % of electrical energy imports. This shift results in a savings by reducing consumption of electrical energy obtained from the Federal Electricity Commission (CFE) network. If we combine the cost savings in power consumption with the energy input from methane recovery, the WWTP-NL would be much more efficient in terms of energy. In addition, the energy efficiency of the plant would improve by 2% directly from the new composition of energy sources (electricity and biogas). This improvement in efficiency is relevant because the WWTP-NL, with its current use of energy, is regarded as efficient compared to other WWTP in Mexico and the United States with similar operational characteristics. The results also show that the implementation of a methane gas recovery project at the WWTP-NL would reduce GHG emissions by 21%, which implies a relevant environmental benefit. This work does not include economic variables, but considering the environmental and energy benefits that the methane gas recovery project would provide, it is reasonable to think that it would be economically viable.