Libro Residuos Solidos

Gestión de Residuos Sólidos

Departamento de Ingeniería Civil

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TRATAMIENTO DE RESIDUOS SOLIDOS

CAPITULO I TRATAMIENTO DE LODOS.

1.1 Definición.

Los lodos son cualquier sólido o semisólido de desecho generado por una planta municipal,

comercial o industrial de tratamiento de aguas residuales, por tanto se tiene que la

producción de lodo por parte de una instalación de depuración de aguas residuales es una

consecuencia inherente al funcionamiento de la misma.

1.2 Origen.

Las plantas de tratamiento de aguas residuales tanto urbanas como industriales concentran

los contaminantes separados de éstas en forma de lodos, como resultado del proceso de

depuración. Estos lodos se someten a determinados procesos para reducir su volumen y a la

vez ser estabilizados químicamente

Las características de los lodos son condicionadas por un lado por el uso que previamente

se les ha dado a las aguas como de los sucesivos procesos de depuración a las que se han

sometido, además de los procesos aplicados en el tratamiento de los lodos.

Los lodos de depuración se separan de las aguas residuales tratadas utilizando operaciones

de decantación en los distintos procesos de tratamiento. En las plantas depuradoras que

utilizan tratamientos biológicos, los lodos se generan básicamente en dos procesos:

(a) Las partículas sólidas más gruesas se depositan en el fondo del decantador primario

y forman los lodos primarios, estos son el resultado de un proceso estrictamente

físico.

(b) Las partículas más finas y disueltas, se fijan y son metabolizadas por los flóculos

bacterianos los que se multiplican en presencia de oxígeno durante la operación de



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aireación. Esta biomasa bacteriana se separa en el decantador secundario para

producir los lodos secundarios, una parte de esta biomasa se recircula al depósito de

aireación, la otra se extrae constituyendo los lodos biológicos en exceso.

Los lodos primarios y secundarios se pueden mezclar formando los llamados lodos mixtos.

Las fases más usuales y características en un proceso de tratamiento y evacuación de fangos

son: Concentración, Digestión, Acondicionamiento, Secado, Incineración y Evacuación.

Los lodos de depuración serán tratados en función de las disponibilidades económicas,

destino final previsto, existencia de espacios, etc.

1.3 Características de los lodos.

La información disponible acerca de la calidad de los lodos es esencial cuando se pretende

darle un uso posterior beneficioso. Diferentes factores influyen en la calidad de los

biosólidos, que incluyen la proporción de aguas residuales industriales y domésticas que

llegan a los sistemas de recolección de aguas servidas y la relación entre las aguas

residuales y biosólidos empleados en el proceso de tratamiento de las aguas servidas (Carga

másica), por consiguiente al igual que las aguas residuales, la calidad de los lodos es

variable entre distintas localidades o industrias.

La variabilidad de la composición de los lodos enfatiza la necesidad de un muestreo

variable y un programa de análisis. Contenido orgánico, de nutrientes, metales y patógenos

son características importantes de los lodos que afectan su disposición final.



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1.3.1 Contenido orgánico.

El contenido orgánico de los lodos, el cual está constituido de productos que resultan de la

biodegradación microbiológica de compuestos químicos presentes en las aguas residuales,

tales como proteínas, carbohidratos, grasas, aceites y compuestos orgánicos sintéticos,

normalmente varia de 6 a 50% peso seco. Mucho de los carbonos encontrados en lodos

consisten en varios tipos de material proteico, carbohidratos y lípidos en variadas etapas de

descomposición.

Debido al impacto sobe el uso posterior beneficioso de los lodos, un número de compuestos

orgánicos sintéticos, principalmente de origen industrial, han sido calificados como

potenciales contaminantes de suelos y cosechas. Organoclorados, fenoles, pesticidas y

Policlorados Bifenilos, todos han sido detectados en lodos.

1.3.2 Nutrientes.

En muchos casos, los biosólidos pueden ser usados a un muy bajo costo alternativo como

fertilizantes químicos. La tasa a la cual los biosólidos son aplicados (conocida como la tasa

agronómica) es una función del contenido de nutrientes de los biosólidos y de la tasa de

consumo de nutrientes por parte del cultivo. Aunque distintos nutrientes son requeridos

para el crecimiento vegetal, tales como, amoniaco, nitratos, fósforo, calcio, potasio, fierro,

y sodio, de éstos el nitrógeno en algunos casos y el fósforo tienen el impacto más grande en

la aplicación de lodos en suelos.

1.3.3 Contenido de Nitrógeno.

La concentración de nitrógeno orgánico, amoniaco y nitrato en lodos son afectadas por el

tipo de tratamiento de los lodos y los procesos de manejo empleados en las plantas de

tratamiento de aguas residuales. El contenido de nitrógeno orgánico en los lodos está

asociado a la biomasa, tal que los niveles de nitrógeno orgánico, no cambian

significativamente con los procesos de espesamiento y de deshidratación.

En contraste las formas de nitrógeno inorgánico son solubles en agua, y su concentración

decrecerá significativamente durante algunos procesos de acondicionamiento (elutración) y

procesos de deshidratación mecánica. En algunas operaciones de deshidratación pasiva



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tales como lagunas de lodos o lechos de secado, el nitrógeno puede ser perdido a través de

la volatización del amoniaco, así como los niveles de nitrato en estos sistemas permanecen

inalterables.

Los compuestos de nitrógeno orgánico encontrados en lodos primarios son derivados

principalmente de la biodegradación de proteínas, al igual que en los lodos secundarios,

además en estos últimos se debe agregar la síntesis de nuevo material celular.

En el caso de la aplicación de lodos al suelo, microorganismos del suelo son los

responsables de metabolizar el contenido de materia orgánica en los lodos, resultando la

liberación de amoniaco (un proceso conocido como mineralización del nitrógeno). El

amoniaco puede ser asimilado por la vegetación o ser transformado en nitratos y nitritos por

microorganismos aeróbicos del suelo.

El grado al cual el nitrógeno orgánico es mineralizado en suelos depende de la extensión

del procesamiento de los lodos (ej.: digestión, acondicionamiento, secado, etc.) que ocurre

en las plantas de tratamiento de aguas servidas (PTAS). En general la aplicación al suelo de

lodos poco estabilizados (sin reducción de volátiles ni de patógenos), puede resultar en una

gran mineralización del nitrógeno orgánico.

Aunque la aplicación de lodos a la agricultura ha demostrado ser ambientalmente aceptable

ya que es un mecanismo de suministro de nutrientes a las plantas, una potencial limitación

de esta práctica son los lixiviados de nitrato que se generan, y que llegan a las capas de

aguas subterráneas. De crítica importancia es el reconocimiento de la mineralización del

nitrógeno orgánico, que se da cuando la condición del suelo es favorable, lo cual

normalmente es en un periodo más largo que la duración del consumo de nitrógeno por

parte de la vegetación (periodo de crecimiento). Sin embargo los lixiviados de nitrógeno

son importantes durante el periodo de no crecimiento; cuando la tasa de aplicación de lodos

no es apropiada para el requerimiento de nutrientes del cultivo se debe regular la tasa de

aplicación. Para sitios que reciben aplicaciones repetidas de lodos, es recomendable evaluar

la magnitud de los niveles de nitrato residual en el suelo previa a la aplicación de lodos y

considerar este valor para el ajuste de la tasa de aplicación. Si es necesario, esta es una

apropiada estrategia de manejo.



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1.3.4 Contenido de Fósforo.

El fósforo está presente en los lodos tanto en la forma orgánica como inorgánica.

Las tasas de aplicación de fósforo total, generalmente son mucho más altas que los

requerimientos del cultivo, debido a que la aplicación de lodos está basada sobre los

contenidos de nitrógeno que poseen éstos. Para evitar incrementos notables de fósforo en el

suelo se sugiere que la aplicación de biosólidos esté basada en las tasas de consumo de éste,

ya que el fósforo es el reactivo limitante en estos procesos.

1.3.5 Contenido de metal.

Los lodos contienen variadas concentraciones de metal, que incluye potasio, calcio,

magnesio, manganeso, sodio, cobre, fierro, zinc, cobalto. Algunos metales ingresan a las

plantas de tratamiento de aguas residuales como posibles cationes y no forman

precipitados químicos insolubles o complejos estables.

Como un resultado del tratamiento, la mayoría de estos metales son descargados a través de

los efluentes de plantas de tratamiento. Además, ya que estos metales son solubles en agua,

ciertos procesos de deshidratación, disminuyen la concentración de metales

significativamente en los lodos.

Por otra parte aquellos procesos que se basan en procesos de evaporación tales como lechos

de secado y lagunas de lodos, pueden resultar en un aumento considerable de metales en los

lodos.

Dependiendo del pH, potencial redox, disponibilidad de oxígeno y composición, un número

de precipitados inorgánicos metálicos pueden formar lodos que incluyen hidróxidos,

óxidos, carbonatos, fosfatos y sulfatos muchos metales pesados, tal como el cadmio, que

coprecipitan para formar compuestos insolubles en los biosólidos.

1.3.6 Patógenos en lodos.

Microorganismos patógenos presentes en las aguas residuales crudas se espera encontrar en

los lodos. Sin embargo, su concentración en lodos puede ser reducido significativamente

debido a los procesos de estabilización que se llevan a cabo en las instalaciones de

tratamiento de aguas residuales.



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1.3.7 Contenido de agua.

Los lodos recolectados a la salida de los tanques de decantación de una planta de

depuración contienen una gran cantidad de agua, por sobre el 99%, lo que supone una

manipulación de grandes cantidades de agua para toda operación de transporte; no obstante

esto tiene la ventaja de permitir la circulación en las tuberías de diámetro pequeño sin

riesgo de obstrucción.

El agua contenida en el lodo se presenta bajo dos formas:

(a) Agua libre que se elimina fácilmente por filtración o decantación.

(b) Agua ligada, contenida en las moléculas químicas, en las sustancias coloidales y

en las células de materia orgánica que no se puede eliminar sino por el calor.

1.4 OPERACIONES DE TRATAMIENTO

1.4.1 Espesamiento.

Un espesador es un depósito generalmente, cilíndrico, terminado en forma cónica, tiene una

entrada, para fangos a espesar, y dos salidas: una por la parte inferior (fango espesado) y

otra por la parte superior para el sobrenadante o agua recuperada de los fangos. La

concentración del fango a la entrada es del 1% y a la salida puede llegar al 2 a 3%.

El espesamiento es normalmente la primera operación de proceso después de que los lodos

han sido generados. Tanto el espesamiento como la remoción o eliminación de agua de los

lodos se utilizan para alcanzar una reducción de su volumen.

Una reducción de volumen es deseada para reducir tanto los costos de operación como los

costos de etapas posteriores del procesamiento de lodos. Por ejemplo, en el espesamiento

de lodos de 1 a 2%, la concentración de éstos reduce el volumen de lodos en un 50%;

cuando se incrementa el contenido de sólidos de 1 a 5 % se reduce el volumen de lodos en

un 80%. Tales niveles de reducción de volumen tendrán un impacto significativo sobre el

tamaño de los tanques, bombas, y otros equipos de la línea de proceso de lodos.

Una importante característica física de los biosólidos es que el material resultante es

todavía fluido, por tanto bombeable. Por consiguiente, los biosólidos espesados pueden ser

transportados a través de ductos o tuberías. La fluidez del material después del



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procesamiento es una distinción crítica entre biosólidos espesados y operaciones de

deshidratación.

Los lodos deshidratados no son bombeables y por consiguiente deben ser transportados

dentro y fuera de las instalaciones de las plantas de tratamiento a través de medios distintos

a las cañerías.

El espesamiento de los lodos generalmente es logrado por medios físicos. Los cinco

procesos de espesamiento más frecuentes en plantas de tratamiento de aguas residuales son:

Por gravedad

Espesamiento por flotación

Espesamiento por centrifugación

Espesamiento por filtro banda

Espesador rotatorio

1.4.1.1 Espesamiento por gravedad.

El objetivo básico en la operación de un espesador por gravedad es generar un lodo

concentrado aguas abajo. El espesamiento gravitacional es logrado en un tanque equipado

con un rastrillo rotatorio que rompe la cohesión de las partículas del lodo de entrada.

Los lodos descargados a un espesador gravitatorio se dispersan en la zona de

sedimentación, lugar en el cual los sólidos del licor de mezcla sedimentan debido a la

fuerza de gravedad. Aunque los mecanismos que caracterizan la remoción de partículas en

el espesador incluyen sedimentación discreta, floculenta y sedimentación, debido a las

concentraciones típicas de sólidos encontrados en espesadores gravitacionales, la

sedimentación por compresión forzada es el mecanismo predominante.

A través del mecanismo de sedimentación por compresión forzada, un flujo de lodos

espesados son entonces transferidos a corrientes de proceso del fondo, mientras que el

clarificado sobrenadante es reciclado normalmente a las instalaciones de tratamiento de

aguas residuales o al clarificador primario para reproceso.



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1.4.1.1.1 Diseño de espesadores gravitacionales.

El objetivo principal en el diseño de espesadores gravitacionales es determinar el área

transversal mínima necesaria para producir un flujo descendente de lodos espesados con un

contenido predeterminado de sólidos. El área mínima requerida del espesador será función

de las siguientes variables:

Flujo del influente (caudal)

Contenido de sólidos en el influente

Flujo de sólidos limitante

Aunque el operador de planta puede fácilmente medir y a menudo controlar el flujo del

influente y la concentración de sólidos, el flujo de sólidos limitante (SFL) no es posible

medirlo directamente.

El flujo máximo de sólidos, es definido como la tasa máxima a la cual los sólidos pueden

ser transportados en el espesador (kg/(m2·h)).

Esto es importante reconocerlo, ya que mientras el flujo del influente puede variar en un

rango, estos parámetros son asumidos como constantes en el diseño del espesador

gravitacional. En contraste el flujo de sólidos máximo puede ser alterado frecuentemente a

través de los ajustes operacionales.

Antes de aplicar el concepto de flujo máximo de sólidos al diseño y operación de un

espesador gravitacional (E.G.), el diseño ingenieril debería tener entendido el concepto de

flujo de sólidos.

En una EG de tipo continuo, el transporte de sólidos es tanto por fuerzas de gravedad como

de advección. El flujo de sólidos debido a la gravedad en un punto en el EG puede ser

estimado:

SFG = k·Ci·Vi ………. (1.1)

Donde:



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Ci : Concentración de sólidos en un punto en el espesador en mg/l

Vi : Velocidad de sedimentación de sólidos a concentración Ci en m/h

El flujo gravitacional depende tanto de la concentración de sólidos y de las características

de sedimentación de los lodos a esa concentración. A bajas concentraciones, menores que

0,01%, por ejemplo el flujo de sólidos por gravedad es pequeño debido a que la velocidad

de sedimentación es independiente de la concentración de sólidos. Si la velocidad de

sedimentación de sólidos permanece constante y la concentración de sólidos aumenta, el

flujo de sólidos se incrementará.

Debido a que la concentración de sólidos típica en el influente que es descargado en un EG

es alrededor del 1%, la sedimentación por gravedad es el mecanismo predominante de la

sedimentación de partículas.

Cuando la concentración de sólidos es elevada a un nivel donde la sedimentación por

compresión llega a ser el mecanismo predominante de remoción, la velocidad promedio de

sedimentación de las partículas comienza a decrecer rápidamente con un incremento

adicional en la concentración de sólidos. El impacto global de la declinación de la

velocidad de sedimentación de los lodos es una disminución en el flujo de sólidos. El

aumento entonces en el flujo de sólidos debido al incremento de la concentración de

sólidos, indica que hay un punto de inflexión que corresponde al flujo máximo de sólidos

que ocurre dentro del espesador gravitacional.

El flujo de sólidos debido al transporte (retiro) de masa (advección) en un punto en el EG

es una función lineal de la Ci y la velocidad del flujo descendente de evacuación, Ub.

Fsu = Ci·Ub ……..(1.2)

Donde:

Fsu: Flujo de sólidos debido al flujo del fondo

Ub: velocidad de sedimentación debida al movimiento de la masa del fluido



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El flujo másico total de sólidos es Fst y corresponde a la suma del flujo gravitacional y al

flujo del transporte de la masa del fluido, tal que:

Fst = Fsu + Fsg …….(1.3)

El comportamiento del flujo total de sólidos Fst como una función de la concentración de

sólidos: En el rango de la zona de sedimentación forzada hay un mínimo o flujo de sólidos

limitante que ocurre en el espesador de gravedad. El SFL representa la tasa máxima a la

cual los sólidos pueden ser transportados a través del EG. En condiciones de estado

estacionario, si la tasa de sólidos que son descargados, es más grande que el SFL, los

sólidos empezaran a acumularse a la profundidad a la cual ocurre el SFL. Además, no hay

disponibilidad suficiente de capacidad de almacenamiento de sólidos, los sólidos

eventualmente tendrá un sobre flujo en el vertedero del efluente y serán reciclados a las

instalaciones iniciales de la planta de tratamiento.

1.5 ESTABILIZACIÓN DE LA MATERIA ORGÁNICA

1.5.1 Digestión.

El proceso de digestión puede llevarse a cabo por vía anaerobia o por vía aerobia y tiene

por objeto reducir el contenido orgánico de los lodos, lo que se traduce en la reducción del

contenido de volátiles de los lodos, ya que la fracción orgánica de éstos se aproxima a los

sólidos volátiles (SSV).

En cuanto a la digestión aeróbica, esta se aplica principalmente en pequeñas plantas, ya que

requiere de energía para mantener el lodo aireado, en cuanto a su instalación son procesos

de costos de inversión discretos. El volumen de los lodos digeridos de forma aeróbica es del

mismo orden que en el caso que se utilice la digestión anaerobia, sin embargo los primeros

son de mejores características, ya que se deshidratan más fácilmente.



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1.5.1.1 Digestión aeróbica.

Los digestores aeróbicos son aquellos que utilizan microorganismos aeróbicos para llevar a

cabo la digestión, el oxigeno es un elemento característico y fundamental en este tipo de

proceso, ya que participa activamente en el proceso de biodegradación de la materia

orgánica presente y disponible, lodos o biomasa, y además el flujo de aire impulsado genera

la mezcla que permite una homogenización de la misma dentro del digestor.

Lodos (Materia orgánica) + Biomasa activa + O2 Biomasa activa + Lodos + CO2 +H2O

Se representa en tamaño menor los lodos del producto ya que hay una reducción de los

mismos, debido a la reducción del componente volátil de estos.

La temperatura en un digestor aeróbico incide favorablemente, ya que a mayor temperatura

va a ser mayor la reducción de volátiles para un determinado tiempo de digestión. El

principal objetivo de la digestión aeróbica es reducir la masa de sólidos a disponer. Esta

reducción supone la eliminación del contenido de materia biodegradable de los lodos.

1.5.1.2 Digestión anaeróbica.

La digestión anaerobia o anaeróbica es un proceso biológico en el cual la materia orgánica

biodegradable es asimilada por una serie de microorganismos específicos, que utilizan parte

de esta materia orgánica en la síntesis de nuevas células (nuevos microorganismos), y el

resto es oxidada hasta los productos finales CO2 y CH4 (metano). El proceso se lleva a cabo

en unos depósitos cerrados y calorifugados, denominados digestores, que permiten la

realización de las reacciones correspondientes. Este proceso se da en condiciones de total

ausencia de oxigeno disuelto.

1.5.1.2.1 Mecanismo de digestión anaerobia

Las bacterias presentes en el agua están sometidas a diversos tipos de degradación (en

términos de utilización de oxígeno). Todo tipo de bacteria presente en las aguas residuales

necesita oxígeno para su respiración y alimento, estas pueden ser aeróbicas, anaerobias o

facultativas (Sterling, 1987).



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La transformación de las macromoléculas orgánicas complejas requiere de la mediación de

varios grupos diferentes de microorganismos. La figura 1.1 muestra una representación

esquemática de los procesos involucrados:

M aterial orgánico en suspensiónM aterial orgánico en suspensiónproteínas, carbohidratos, lípidosproteínas, carbohidratos, lípidos

Aminoácidos, azúcares Acidos grasos

Productos intermediospropionato, butirato, etc

Acetato Hidrógeno

M etano

HIDRO LISISHIDROLISIS

ACIDOG ENESISACIDOGENESIS

ACETOGENESISACETOGENESIS

M ETANOGENESISM ETANOGENESIS

2140

39

345

20

66

11

34

23

35 128

20

11

7030

100% DQ O Figura 1.1: Secuencia de procesos en la digestión anaerobia de macromoléculas complejas

(los números se refieren a porcentajes, expresados como DQO). Fuente: Van

Haandel y Lettinga (1994).

Estas etapas requieren de grupos diferentes de microorganismos, que tienen ambientes

óptimos con características distintas.

Se puede decir que la digestión anaerobia tiene lugar en tres etapas generales (Orozco,

1989):

Primeramente los componentes de alto peso molecular, tales como las proteínas y

los polisacáridos, son degradados en sustancias solubles de bajo peso molecular

tales como aminoácidos y azúcares, esta etapa es a veces llamada “fase de

licuefacción”.

Seguidamente, los nutrientes orgánicos son convertidos en ácidos menos grasos en

una fase de “fermentación ácida”, la cual baja el pH del sistema.



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Finalmente, en la fase de “fermentación de metano” o “metanogénica”, los ácidos

orgánicos son convertidos en metano, dióxido de carbono y una pequeña cantidad

de hidrógeno.

Para la digestión anaerobia de proteínas, carbohidratos y lípidos, se distinguen cuatro

etapas diferentes en el proceso global de conversión (Van Haandel y Lettinga, 1994):

Hidrólisis: El proceso requiere la participación de las llamadas exoenzimas que son

excretadas por las bacterias fermentativas y permiten el desdoblamiento de la MO.

Acidogénesis: Los compuestos disueltos, generados en el proceso de hidrólisis, son

absorbidos en las células de las bacterias fermentativas y después por las

acidogénicas, excretados como sustancias orgánicas simples como ácidos grasos

volátiles, alcoholes, ácido láctico y compuestos minerales como CO2, H2, NH3, H2S,

etc.

Acetogénesis: En esta etapa, dependiendo del estado de oxidación del material

orgánico a ser digerido, la formación del ácido acético puede ser acompañada por el

surgimiento de CO2 o H2.

Metanogénesis: En general es el paso que limita la velocidad del proceso de

digestión. El metano es producido por las bacterias acetotróficas a partir de la

reducción del ácido acético o por las bacterias hidrogenotróficas a partir de la

reducción del CO2.

Las bacterias que producen metano a partir del hidrógeno crecen más rápidamente que

aquellas que usan ácido acético, de modo que las metanogénicas acetotróficas generalmente

limitan la tasa de transformación del material orgánico complejo presente en el agua

residual en biogas. Por conveniencia muchas veces los tres primeros procesos son llamados

“fermentación ácida”, que se completan con la “fermentación metanogénica”.

La producción de metano depende principalmente del estado de oxidación del carbono en la

materia orgánica. Si la composición del sustrato es conocida y es completamente

convertido a CH4 y CO2 (y NH3 en el caso que el sustrato contenga nitrógeno), la



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producción teórica de metano puede ser calculada de acuerdo a la siguiente ecuación

(Lettinga y Hulshoff, 1995):

CnH4ObNd + (N-a/4-b/2+3d/4) → (n/2+a/8-b/4-3d/8) CH4 + (n/2 - a/8 + b/4 + 3d/8)CO2+ d NH3

Generalmente el biogas obtenido contiene mucho menos CO2 que el calculado con la

ecuación anterior, debido a la alta solubilidad del CO2 en el agua.

1.5.1.2.2 Factores que influyen en el tratamiento anaerobio de aguas residuales.

El curso del proceso de digestión anaerobia, es afectado fuertemente por un número de

factores ambientales. Para la aplicación óptima del proceso de tratamiento anaerobio de las

aguas residuales, es de mucha importancia tener conocimiento suficiente sobre el efecto de

estos factores (Lettinga et. al., 1995):

Temperatura: Un importante aspecto de la temperatura en los sistemas anaerobios,

es que el decaimiento de la bacteria anaerobia a temperaturas menores a 15ºC es

muy bajo. Esto significa que el lodo anaerobio puede ser preservado por largos

períodos de tiempo, sin que pierda mucho su actividad, haciendo que el tratamiento

anaerobio sea muy atractivo para aguas residuales que se descargan

discontinuamente.

pH: La producción de metano se desarrolla óptimamente a un valor de pH entre 6.5

a 7.5. Valores exactos para el rango de pH no pueden ser dados ya que en algunos

casos la digestión del metano se desarrollará más allá de este rango.

Capacidad buffer: El contenido del reactor debe tener suficiente capacidad buffer

para neutralizar una eventual acumulación de ácidos grasos volátiles y por supuesto

la mezcla debe ser adecuada para evitar zonas ácidas dentro del reactor.

Nutrientes: El tratamiento biológico anaerobio de las aguas residuales es

desarrollado por bacterias, las cuales deben crecer durante el tratamiento, de otra

forma serían lavados fuera del sistema. Por esta razón el agua residual debe

contener un número de compuestos a partir de los cuales la bacteria pueda sintetizar

sus constituyentes celulares.



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Toxicidad en la digestión anaerobia: Por encima de una cierta concentración

cualquier componente puede ser inhibitorio, aún los ingredientes (substratos) para

los organismos. Sin embargo en un rango de concentración baja muchos de estos

compuestos naturales pueden estimular el metabolismo de las bacterias.

Para Van Haandel y Lettinga (1994), la temperatura es el factor ambiental de mayor

importancia en la digestión anaerobia de aguas residuales.

1.5.2 Tratamiento aeróbico versus tratamiento anaerobio.

A diferencia de los sistemas de tratamiento aeróbico, las cargas de los reactores anaerobios

no están limitadas por el suministro de ningún reactivo. Entre más biomasa activa esté

siendo retenido en el reactor bajo condiciones operacionales de régimen normal, más altas

son las cargas potenciales del sistema, siempre y cuando un tiempo de contacto suficiente

entre el lodo a tratar y la biomasa pueda ser mantenido (Lettinga et. al., 1989).

En la figura 1.2 se observa la representación esquemática de los procesos de

descomposición aeróbicos y anaerobios.

PROCESO

MATERIA ORGANICA+

BACTERIASAEROBICAS

+OTROS

MICROORGANISMOS

CALOR

O2 MICROORGANISMOSNUEVOS

(sintetizados)LODO

CO2 +H2O

AEROBIA

MATERIA ORGANICA+

BACTERIASANAEROBICAS

+OTROS

MICROORGANISMOS(protozoarios y hongos)

CALOR

ACIDOSVOLATILES

90 %

CO2 +CH4 etc95 %

CELULAS NUEVAS(sintetizadas)

10 %

CELULASNUEVAS

(lodo)

ANAEROBIA

Figura 1.2: Representación esquemática de los procesos de descomposición aerobios y

anaerobios. Fuente: (Sterling, 1987).



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1.5.3 Tipos de régimen operacional en digestores de lodos.

Se distinguen dos tipos de digestores de acuerdo al régimen operacional, los continuos y los

discontinuos.

Los primeros operan por cargas de lodos que se depositan en el digestor para llevar a cabo

la reducción de la materia orgánica biodegradable presente en los lodos y los segundos

reciben un flujo continuo de biomasa, que ingresa a éste y permanece un período de tiempo

determinado para posteriormente salir del digestor, por tanto también se tiene un flujo de

salida continuo.

En la práctica se tienen estanques digestores que se utilizan para llevar a cabo la digestión

de los lodos y la sedimentación posterior de los mismos, lo que se aproxima a un digestor

secuencial discontinuo.

1.5.4 Balance de masas.

1.5.4.1 Balance de masas para digestores discontinuos.

El cambio en el contenido de sólidos biodegradables volátiles, puede ser representado a

través de una ecuación de primer orden.

*d i g e s t o rd

d S VK S V

d t= − ………(1.4)

dSSV/dt: velocidad de desaparición de los sólidos volátiles biodegradables por unidad de

tiempo.

SSV: Concentración de sólidos biodegradables volátiles que permanecen al tiempo t en el

digestor aeróbico.

kd: Constante de la fase endógena

t: Corresponde al tiempo de residencia de los lodos( Edad celular) en el digestor aeróbico.

Reordenando la ecuación (1.4) se tiene:



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*d

dSV dtK SV

=− …….(1.5)

Integrando la ecuación entre los límites SV=SVo y SV=SV, y entre t=0 y t=t se tiene:

0*o

SV SV t t

dSV SV t

dSV dtK SV

= =

= =

=−∫ ∫

Desarrollando la integral tenemos:

0

1 o

SV SV t t

d SV SV t

dSV dtK SV

= =

= =

− =∫ ∫

( )o

1 l n s v 0d

s v tS V t

K− =

( ) ( )1 ln ln = tod

S V S VK

− −

l n = - tdo

S V KS V

∗

Finalmente se tiene la ecuación que rige a un digestor discontinuo:

* = * dk tt oSV SV e−

………(1.6)

Dependiendo, cómo el digestor esté siendo operado, la edad celular puede ser similar o

mucho mayor que el tiempo de residencia hidráulica.

θ (Edad celular) ≥ TRH (Tiempo de residencia hidráulico)

Volumen del Tanque:

Cuando la edad celular es próxima al tiempo de residencia hidráulico, se puede calcular el

volumen utilizando la relación.



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V= θ*Qi……… (1.7)

Cuando hay una diferencia apreciable se recomienda utilizar

V= Qi*(SSVi + DBOi*F)/[SSVd*(kd*fv + 1/θ)]………(1.8)

Donde:

V = Volumen del digestor aeróbico (m3)

Qi = Caudal medio del influente, m3/d

DBOi = DBO del influente

SSVi = Concentración de SSV del influente

F= Fracción de DBO del influente en el fango primario

SSVd = Concentración de SSV del digestor

fv = fracción volátil de los sólidos suspendidos del digestor

También es importante tener en cuenta el tipo de lodos que se va a digerir, ya que pueden

ser lodos primarios que corresponden a los separados en la etapa de sedimentación

primaria, o lodos secundarios que resultan del tratamiento de lodos activos o lodos mixtos

que corresponden a la mezcla de ambos.

Es importante mencionar que él termino, F*DBOi, se puede obviar en el cálculo para el

caso en el que NO se trate de lodos primarios.

1.5.4.2 Balance de masas para digestores continuos en estado estacionario.

Donde:

Q0 Qs SSVe Kd*V*SSVdigestor

V SSV digestor



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V= volumen del digestor

Kd: Coeficiente de desaparición de masa

Qo=Qs: caudal de entrada (salida) al digestor

SSVs = SSVdigestor

SSVe = sólidos volátiles de entrada

Si realizamos un balance de materia, tenemos:

Reordenando la expresión:

Esta última expresión es la ecuación que rige un digestor aeróbico continuo

Cálculo de edad celular:

θ= V·SSLMD/Qp

1.6 Acondicionamientos de los lodos.

Los lodos orgánicos contienen sustancias coloidales y mucílagos, cuyas propiedades

electroquímicas favorecen la retención del agua entre las partículas sólidas, por lo que

impiden la separación de los sólidos del líquido. Estos inconvenientes se contrarrestan

desestabilizando los coloides por medio de procedimientos físicos (Elutración o tratamiento

térmico) o químicos (floculación).

Qo*SSVi = Kd*V*SSVe + Qo*SSVe Entrada Desaparecen Salen

Qo*SSVi – QoSSVe = Kd*V*SSVe Q0*(SSVi - SSVe) = Kd*V*SSVe

Q0*(SSVi - SSVe) = Kd*V*SSVe /Q0

SSVi - SSVe = (Kd*V*SSVe )/Q0 Donde: V/Q = TRH

SSVi - SSVe = Kd*TRH*SSVe




20

1.6.1 Elutración (Purificación por lavado).

Las materias coloidales se eliminan por lavado o elutración de los lodos, utilizando agua

limpia si fuera necesario, este procedimiento permite también llevar el pH a la neutralidad;

además el oxígeno disuelto en el agua retarda las fermentaciones anaeróbicas que se

podrían producir. La elutración disuelve una parte de las sustancias nitrogenadas, lo cual

lleva a una disminución de las cualidades agrícolas de los lodos.

1.6.2 Floculación.

La adición de productos que tengan propiedades electroquímicas favorecen la

desestabilización de los coloides por medio de la coagulación y formación de flóculos más

fácilmente decantables o filtrables. Los productos usados comúnmente son sales minerales

y polielectrolitos naturales o sintéticos. Las sales de los metales bi o trivalentes de hierro y

aluminio, bajo la forma de sulfatos o cloruros, dan buenos resultados, no son costosos pero

hacen más pesados los lodos y no siempre dan buenos resultados en la agricultura.

Los polielectrolitos naturales o sintéticos son macromoléculas cuyas propiedades

electrolíticas les confieren reacciones aniónicas o catiónicas o anfóteras. Su rendimiento es

mejor que el de las sales metálicas y lo más importante que las cantidades de lodos

producidos no son demasiado considerables en relación a volumen y peso. Los

polielectrolitos dan buenos resultados con lodos ricos en materia orgánica, como lo son los

lodos de origen urbano.

La selección del producto que se ha de utilizar se debe hacer en función de varios factores:

Influencia del producto sobre los tratamientos anteriores

Consecuencia sobre la utilización final del lodo

Volumen y peso del lodo formado

Costo del reactivo

Calidad del agua separada del lodo

El tratamiento de los lodos con cal favorece la decantación, pero actúa esencialmente de la

estabilización de los lodos.



21

1.7 Sistemas de deshidratación de lodos.

A continuación se presenta una revisión de los principales rasgos de las tres tecnologías de

deshidratación mecánica de lodos. El tipo de sistema a seleccionar depende del volumen y

características del lodo, del contenido de sólidos en la torta desaguada que se requiere y el

método de disposición final.

Por ejemplo para pequeños volúmenes de lodos que son peligrosos, se requiere un

contenido máximo de sólidos en la torta para así minimizar los requerimientos y costos de

manejo y disposición final.

1.7.1 Las prensas de filtro banda.

El filtro de banda deshidrata al lodo apretándolo entre dos bandas porosas que viajan por

entre una serie de rodillos (figuras 1.3 y 1.4). Cada rodillo en esta progresión se diseña para

ejercer una presión mayor que el anterior.

Figura 1.3: Corte longitudinal de un filtro banda.



22

Figura 1.4: Filtro banda típico.

Todas los filtros de prensas banda incluyen una fase de acondicionamiento con polímero

(agregado químico), una fase de desagüe por gravedad; una zona de baja presión y una zona

de alta presión (figura 1.3).

Las prensas de filtro banda se pusieron populares a finales de lo años setenta y comienzo

de los años ochenta, reemplazando al filtro de vacío en varias plantas grandes, debido a que

las prensas del tipo banda consumen menos energía y menos químicos y producen torta de

sólidos más altas.

Debido a que las prensas del filtro banda dependen del polímero acondicionador, no es

sorprendente que el uso de esta tecnología haya aumentado con el desarrollo de floculante

del tipo del polímero orgánico.

La capacidad y comportamiento de una prensa de filtro de banda son mejoradas con un

desagüe por gravedad eficaz. El tamaño de zonas del desagüe se ha aumentado en la

mayoría de las máquinas con el tiempo, y se han agregado arados para evitar que se formen

flujos de retroceso y perturbaciones sobre la manta de lodo, facilitando la eliminación de

agua.

Dependiendo del tipo de lodo, y de lo bien floculado que esté, se puede eliminar hasta un

75% de su agua por la zona de gravedad. Las bandas en una prensa de filtro de banda son

lavados continuamente por un flujo tipo rocío de agua de alta presión, se debe tener en



23

consideración un adecuado diseño del suministro de agua.. En muchos de las instalaciones

se usa un recicló del último efluente, como una fuente del agua de lavado.

La torta deshidratada se empuja hacia fuera de la zona de los últimos rodillos a través de

las bandas del filtro (figura 1.5), normalmente una para el rodillo superior y uno para el más

bajo. Si el proceso está trabajando correctamente, la torta no se adhiere a la banda y se

quiebra al ser descargado al rodillo inferior. Sin embargo, cuando se raspa el pastel de la

banda del rodillo inferior durante el proceso, esto indica un comportamiento menos óptimo

y una captura de los sólidos relativamente baja. Los sólidos que se adhieren a la banda se

lavan con el reciclo; el pastel se descarga a una cinta transportadora que corre bajo el

rodillo inferior final. El filtrado y las aguas de lavado normalmente se agotan y se reciclan

a la cabeza de la planta de tratamiento.

Figura 1.5: Torta de lodo deshidratada saliendo del filtro banda.



24

1.7.1.1 Marco teórico del proceso de filtración en un filtro banda.

La filtración obedece a la ley de Darcy para flujos a través de medios porosos:

Q = PA/uLR….. (1.9)

Donde

Q = flujo del filtrado;

P = gota de presión;

A = área de la filtración;

u = viscosidad absoluta del filtrado;

L = espesor de pastel; y

R = resistencia específica.

La resistencia específica (R) se comprende de dos factores:

R = r + Rm…… (1.10)

Donde:

r = la resistencia específica del pastel

Rm = la resistencia del medio del filtro.

Estas ecuaciones muestran la presión que debe desarrollarse para que ocurra la filtración y

un factor importante, la resistencia específica (r), es una característica del lodo. El lodo

acondicionando se usa para bajar la resistencia específica. El inverso de resistencia

específica (1/r) es la filtrabilidad del lodo.

El espesor de la torta es una función de la tasa de alimentación a la máquina, velocidad de

la banda, y la filtrabilidad. La presión aumenta a lo largo de la carrera para mantener el

flujo del filtrado. Como indica la ecuación 1, si la prensa se alimenta a una tasa que excede

la filtrabilidad del lodo o si la presión entre los rodillos aumentos demasiado rápidamente,

la expulsión resultará. El concepto de resistencia específica se aplica a todos los sistemas de

filtración por presión, incluso la filtración de prensa.



25

Se desarrolla la presión en una prensa de banda por tres fuerzas:

El torque del motor del “drive” que tira las bandas a través de la prensa (F1)

La tensión en las bandas debido a la tensión de los cilindros (F2)

La elasticidad de las bandas del filtro (F3)

La presión (lb/in.2) = 2*(F1 + F2 + F3)/D

Donde:

D = el diámetro del rodillo.

La presión aumenta cuando el diámetro del rodillo disminuye, pero la fuerza efectiva de un

rodillo depende de la longitud tangencial de la banda que entra y que además eleva el

rodillo, y el ángulo de envoltura de la banda alrededor del rodillo. En una prensa de banda

típica, cuando el pastel se pasa a través de la máquina, los diámetros de los rodillos van

disminuyendo y ángulo de la envoltura aumentan, efectivamente se incrementa la presión

del apriete en forma creciente en la torta; la presión aumenta gradualmente entre los

rodillos.

1.7.1.2 Los funcionamientos y mantenimiento.

El éxito de una prensa de filtro de banda depende de un acondicionamiento apropiado.

Deben mezclarse bien el polímero y el lodo, y debe determinarse la dosificación óptima del

polímero. El lodo puede perturbarse por las variaciones en la dosificación del polímero.

Así, las prensas banda requieren una supervisión cuidadosa para responder a los cambios y

prevenir perturbaciones. Cavidades progresivas o bomba de lóbulo rotatorio con drives de

velocidad ajustable se recomienda para el lodo y la alimentación del polímero. Las bombas

de desplazamiento positivo- proporcionan un flujo estable a la máquina.

Incluso la distribución del lodo a través del ancho de la banda del filtro proporciona una

capacidad más grande. Los fabricantes ofrecen varios medios para la distribución de lodo

que pueden probarse para ver su efectividad. La velocidad de la banda puede ajustarse para

optimizar la carga y distribución, la capacidad de la prensa puede medirse como hidráulica

o carga de los sólidos.



26

Debido a que un operador puede observar el proceso y controlar las variables claves, el

funcionamiento manual de prensas banda es relativamente simple. Pueden prepararse la

solución de polímero manualmente cada día, y el flujo de lodo alimentado puede ajustarse

al tiempo de carrera deseado. Sin embargo, aunque el funcionamiento manual puede ser

apropiado para unas dos prensas, se vuelve demasiado trabajo en las plantas con muchas

prensas. La mayoría de las funciones puede automatizarse para acomodar tales situaciones.

Los componentes mecánicos principales de un filtro de prensa banda son los rodillos y sus

carcazas, que están sujeto a la corrosión dada su exposición constante al rocío del agua y

filtrado mientras la prensa está operando. El reemplazo del rodillo es causa común del

mayor trabajo de mantenimiento.

El equipo de tensionamiento de las bandas se basa en un sistema hidráulicamente o

neumáticamente actuado. Tanto los rodillos superiores e inferiores tienen un rodillo de guía

que monta sobre un eje para mantener la alineación de la banda, y el sistema de la guía

normalmente incluye un sensor para rastrear la situación de la banda. Los sistemas de la

guía pueden requerir inspección periódica y ajuste.

La vida útil del filtro banda depende de varios factores, el tipo de lodo y tejido de la banda

y material. En 1984 un estudio encontró que la vida de la banda varió entre 1000 y 5000

horas, con un promedio de 2700 horas en las plantas inspeccionadas. El olor y

preocupaciones de seguridad relacionadas a las emisiones de sulfide de hidrógeno han sido

dirigidas con éxito agregando el permanganato de potasio al flujo de lodo. Los olores

también deben ser considerados en el plan de sistema de ventilación.

1.7.2 Los Filtro de prensa.

El filtro que se basa en el retiro del plato está entre los más antiguos dispositivos de

deshidratado aplicado al lodo municipal y ellos continúan siendo usados cuando se

requieren sólidos de espesor más alto. El lodo acondicionado se bombea a una serie de

cámaras de volumen fijo y la bomba debe ser capaz de alcanzar la presión de la filtración

terminal requerida. Cada cámara está cubierta con una tela del filtro para retener los



27

sólidos. Durante la fase del llenado, se libera el agua y ésta atraviesa la tela. A medida que

la cámara se llena con sólidos se alcanza una presión determinada, y la fase de

consolidación empieza. Durante la consolidación, se alcanza la presión terminal y el flujo

filtrado declina. Se forma la torta hasta un set point de flujo del filtrado (más bajo) que se

alcanza para determinar el fin del ciclo.

La capacidad de la prensa es determinada por el número de platos y cámaras que ella

contiene. Los platos se apoyan en un marco estructural que cuenta con un mecanismo que

separa los platos simultáneamente. Las prensas grandes tienen los sistemas de apertura de

plato en forma automática. Durante la filtración, los platos se aprietan por un carnero

hidráulico que sella las telas sobre los platos y resiste la presión de filtración desarrollada

para que la bomba alimente al filtro.

Aunque la prensa opera desatendida por un operador durante la filtración, el sistema

requiere de una persona al momento de ser llenada y descargada.

Las prensas normalmente están montadas en el suelo sobre un sistema que incluye

recipientes que reciben el lodo. Los pasteles de lodos se dejan caer, dado que cada cámara

se abre consecutivamente. Las prensas de filtro de retiro de plato, logran los contenidos de

sólidos más altos en la torta o pastel y tienen la proporción más alta de captura de los

sólidos, comparada con los banda y centrífugo.

1.7.3 Centrifugas.

Se han usado las centrífugas para espesar y deshidratar lodo, desde los años treinta. El tipo

usado en las plantas del tratamiento municipales modernas es la ampolla del cuenco sólida

horizontal. Como en el caso de los otros dos tipos de deshidratación, el manejo del equipo

de deshidratado es mecánico, el plan del centrífugo del cuenco sólido se adaptó de equipos

usados en otras industrias. En una aplicación temprana, un centrífugo del tipo ampolla se

usó como un separador de crema.

Un centrífugo del cuenco sólido es una unidad de alimentación continua en que el flujo de

lodo suministrado se acelera contra la pared interior de un cuenco en rotación. Después que



28

los sólidos y líquido son separados, los sólidos son alejados por un portador del pergamino,

y el líquido se descarga a través de azudes o tubos de la espumadera. El cuenco es cónico

para que, cuando los sólidos se lleven, ellos se alzan fuera del líquido y se secan en una

"playa" antes de que se descargue.

La gravedad centrífuga (G), desarrolla la fuerza usando un cuenco que rote rápidamente. El

pergamino se pone ligeramente más rápido o ligeramente más lentamente que el cuenco

para crear una velocidad diferencial que determina la proporción de sólidos extraídos de la

mezcla húmeda de lodos (los diferenciales más altos producen las proporciones de sólidos

extraídos más altos). Los centrífugos de deshidratación requieren polímero que acondiciona

y retiene los sólidos en el cuenco en proporción mayor que un centrífugo que incluye

espesador. Las dosificaciones del polímero requeridas son similares a aquéllos usados en la

filtración de prensa banda.

El cuenco del centrífugo es completamente adjunto por una tapa y apoyado por los rumbos

en una base que tiene la toma de corriente para los sólidos del deshidratado y el líquido

alejado (como en los otros métodos, los sólidos retenidos son llamado "torta", pero la fase

líquida se llama el centrate). El líquido puede conducirse por tuberías fuera de la unidad y

puede reciclarse a la planta para el tratamiento, y los sólidos pueden contenerse en un

recipiente a través del uso de bombas para su descarga.

Esto permite que el olor del proceso sea contenido y ventilado separadamente, de tal modo

que se reduce la exposición del operador y los requisitos de ventilación se minimizan. Las

centrífugas generalmente tienen un tubo para vaciar el agua, que esta conectado a la

entrada, y que conduce por tuberías el líquido de rechazo, de tal modo que no se requiere el

agua de lavado en forma continua.



29

1.8 Reutilización de lodos.

La aplicación al terreno de los biosólidos, produce efectos beneficiosos, ya que incrementa

la capacidad del suelo para almacenar agua y proporciona alimento de larga duración para

distintos tipos de cultivos, entre ellos el forestal. De todas las alternativas de eliminación

ésta es, en principio, la que tiene mayor aceptación social por que lleva asociado el

concepto de reutilización.

La utilización de los lodos con fines agrícolas y forestales, constituye una de las formas

mas adecuada de uso, ya que se aprovecha su contenido en elementos esenciales para el

desarrollo vegetal (nitrógeno, fósforo y potasio)de oligoelementos y materia orgánica. El

empleo de lodos para la producción de plantas forestales, textiles u ornamentales, que

requieren de cobertura vegetal, tiene un amplio campo de aplicación.

De hecho el lodo es un excelente agente para revitalizar la capa superior de vertederos y de

otros lugares que como consecuencia de actividades mineras o de movimiento de tierra ha

quedado sin un sustrato tanto en cantidad como calidad adecuado para el desarrollo de una

cubierta vegetal, ya que se debe tener en cuenta que los cultivos forestales se llevan a cabo

en terrenos pobres por lo que es la escasez de nutrientes lo que limita el crecimiento.

Sin embargo la aplicación de lodos al suelo, tanto para beneficio agrícola como forestal, se

enfrenta a la problemática asociada a los riesgos sanitarios y ambientales que de su uso

pueden derivarse, la cual se centra en dos aspectos principalmente, carga contaminante de

los lodos e idoneidad del sistema receptor, por tanto se deben tener en cuenta las siguientes

premisas

Los agentes responsables del contenido contaminante, principalmente metales

pesados y microorganismos patógenos.

Los potenciales receptores, tanto los que componen el medio receptor, suelo, plantas

y aguas superficiales y subterráneas, como los que juegan el papel de consumidores,

animales, plantas y personas.

Las vías de exposición, respiratoria, digestiva o dérmica, para animales y personas,

y radicular y foliar, para los vegetales

Riesgos potenciales asociados a la reutilización de lodos, entre los que cabe citar

entre otros a procesos de fitotoxicidad, bioacumulación, transmisión de



30

enfermedades infecciosas, modificación de algunas propiedades del suelo y

contaminación acuática por escorrentía.

La magnitud y potencial tóxico de la carga contaminante viene determinada por el

tipo de los vertidos que son tratados en la planta de tratamiento de aguas residuales

generadora de lodos

Por otra parte el uso de los lodos generados en el conjunto de las plantas de tratamiento de

aguas servidas de ESSBIO S.A. para el cultivo forestal constituye en si una gran

oportunidad, pero se debe tener en cuenta las limitaciones y riesgos asociados lo que exige

una evaluación a fondo del entorno especifico donde serán aplicados, ya que los riesgos

asociados a los lodos están absolutamente controlados, dado que proviene principalmente

de aguas servidas domesticas, las que se caracterizan por sus concentraciones reducidas y

contaminante de mínima agresividad al entorno ambiental y las industrias que descargan

a los sistemas de alcantarillado poseen una misma tipología de contaminante, ya que son

básicamente industrias alimenticias.

Además todas estas instalaciones cuenta con una línea de tratamiento de lodos, que tiene

por objeto reducir su potencial de fermentación y aumentar el grado de mineralización, por

lo que el vector riesgo correspondiente a los lodos esta debidamente controlado, por tanto

para alcanzar una optima rentabilidad económica y ambiental de los lodos de depuradoras,

es fundamental una evaluación rigurosa y especifica del entorno donde serán aplicados.



31

CAPITULO II TRATAMIENTO DE RESIDUOS SÓLIDOS URBANOS

2.1 Definición.

Residuos, según la OCDE, se definen de la siguiente forma, “aquellas materias generadas

en las actividades de producción y consumo que no alcanzan, en el contexto que son

producidas, ningún valor económico”; ello puede ser debido tanto a la inexistencia de

tecnología adecuada para su aprovechamiento como a la inexistencia de mercados para los

productos recuperados.

Residuos sólidos incluye todos los materiales sólidos desechados de actividades

municipales, industriales o agrícolas.

Los residuos sólidos urbanos (RSU) son los generados por cualquier actividad en las

aglomeraciones urbanas, por tanto éstos son algo más que los generados a nivel doméstico,

ya que han de contemplarse el conjunto de actividades generadoras que existen dentro del

ámbito urbano. De esta manera, se incluyen dentro de los RSU, todos los que se generan en

la actividad doméstica, comercial y de servicios, así como los procedentes de la limpieza de

calles, parques y jardines.

2.2 Prácticas de Administración de residuos.

En 1989 la EPA (Enviromental Protection Agency), promueve las siguientes prácticas:

Reducción en la fuente

Reciclaje de Materiales

Combustión

Relleno de tierras.

En los residuos sólidos urbanos se distinguen los residuos de alimentos putrescibles

(biodegradables), llamados basura, y a los residuos sólidos no putrescibles, los cuales se

designan simplemente como desechos. A continuación se muestra una tabla de residuos

urbanos y su composición para distintos países, en que quedan de manifiesto como se

expresa en éstos los niveles de desarrollo de cada país.



32

Material USA

(1991)

Francia

1987)

Helsinki

(1990)

Australia

(1990)

Egipto

(1986)

Concepción,*

Chile,(2002)

Papel

cartones

38 28 39 30 13 16.1

8 5 10 11 2 Plástico

Vidrios 7 8 3 7 2

16.6

7 25 25 18 60 Alimentos

Res. jardín 18 - -- 24 -

67.3

Tabla 2.1: Composición porcentual de residuos sólidos. *Fuente: Olivares (2003)

2.2.1 Composición y características de los residuos sólidos urbanos.

El conocimiento de la composición de los residuos domésticos tiene gran importancia para

la toma de decisiones en la elección del tratamiento.

La composición es enormemente variable, influyendo factores muy diversos. Se puede

decir que la composición de los RSU es consecuencia de:

Las características de la población. Rural, urbana, semiurbana, tenga áreas

residenciales, sea o no zona turística o industrial.

La época de producción de los residuos.

El clima y las estaciones influyen en la composición de los residuos; en verano se

suelen consumir más frutas y verduras, en invierno se producen más escorias y

cenizas.

El estatus o nivel social de la población.

El nivel social influye tanto en la composición como en la cantidad.

En cuanto a las características de los RSU, éstas tienen especial importancia para tomar

decisiones sobre el sistema de tratamiento o eliminación más adecuado. La densidad, el

grado de humedad, el poder calorífico y la relación carbono-nitrógeno son las principales

características de los RSU.



33

2.2.1.1 Densidad.

La densidad de la basura va descendiendo con el paso del tiempo debido a los hábitos de

consumo, la variación de la densidad se produce también geográficamente habiendo

diferencias entre zonas rurales y urbanas

2.2.1.2 Humedad.

La humedad de los residuos, además de depender del clima y de las estaciones anuales, está

condicionada sobre todo por la cantidad de materia orgánica que contenga. El grado de

humedad de los RSU tiende a disminuir siendo actualmente menor que en épocas pasadas.

2.2.1.3 Poder calorífico.

El poder calorífico producido por un kilogramo de basura tiende a aumentar debido al

mayor consumo de materiales combustibles y a la disminución del grado de humedad. En

España esta entre 800 a 1600 kcal/kg.

2.2.1.4 Relación carbono-nitrógeno (C/N).

Es una característica que indica la capacidad mineralizadora del nitrógeno. Conociendo

cual es el intervalo óptimo para un buen proceso de transformación biológica puede

determinarse la aptitud de las basuras para ser sometidas aun tratamiento biológico como

compostaje, digestión anaeróbica como un relleno sanitario etc.; el intervalo óptimo es

entre 25 y 30 (25 a 30 partes de carbono por una de nitrógeno).

2.2.2 Impactos sobre el medio ambiente.

Los problemas originados por los residuos sólidos urbanos cuya gestión no es correcta, son

los siguientes:

La presencia de residuos abandonados producen una sensación de suciedad a la vez

que deterioran el paisaje.

Los depósitos incontrolados de residuos urbanos producen al fermentar olores muy

molestos.



34

Un vertido de residuos realizado sin ningún tipo de control, presenta un grave riesgo

de contaminación de las aguas tanto superficiales como subterráneas, con el

consiguiente peligro para la salud si son utilizadas para el abastecimiento de agua

potable a la población.

Los residuos orgánicos favorecen la existencia de gran cantidad de roedores e

insectos que son agentes portadores de enfermedades y algunas contaminaciones

bacterianas.

2.3 Gestión de los residuos sólidos urbanos.

Se entiende por gestión de R.S.U. al conjunto de operaciones realizadas desde su

generación hasta su destino final más adecuado, bajo consideraciones de carácter

ambiental, económico y sanitario, de acuerdo con sus características, volumen,

procedencia, costos, posibilidades de recuperación y comercialización y directrices

administrativas.

La gestión de los residuos urbanos comprende las fases de pre-recogida, recogida,

transporte y tratamiento de los mismos.

2.3.1 Pre-recogida.

El envasado de los residuos para su evacuación en los lugares de generación constituye la

primera fase del proceso de gestión, los recipientes más utilizados son los siguientes:

2.3.1.1 Bolsas o sacos desechables.

Suelen ser de plástico y pueden romperse con facilidad, lo cual es causa de ensuciamiento

en la ciudad. Además presentan un problema adicional, consistente en que el que manipula

estas bolsas no sabe lo que contienen y se puede encontrar con objetos cortantes o

punzantes. En Chile como en la mayoría de los países se ha ido gradualmente imponiendo

esta modalidad.



35

2.3.1.2 Cubos de basura.

Fueron los primeros recipientes utilizados por comunidades y hotelería. No se rompen, pero

su manejo y operación es más complejo. Su capacidad varía entre 30 y 150 litros.

2.3.1.3 Contenedores de ruedas.

Este tipo de recipiente se fabrica en varias capacidades entre 120 y 1100 litros. Tiene un

sistema de enganche normalizado y con ruedas, teniendo como ventaja gran

maniobrabilidad, mayor rapidez y resistencia. Mejora de manera importante las condiciones

de trabajo de los operarios de recogida.

2.3.1.4 Contenedores de gran capacidad.

Se utilizan en pequeñas industrias, para residuos voluminosos y en grandes almacenes.

Pueden ser abiertos o cerrados y estos últimos pueden disponer de sistema de

compactación. Su capacidad varía entre 5 y 30 m3.

2.3.1.5 Contenedores para recogida selectiva.

Tienen distintas formas y capacidades, y están concebidos para recibir un solo tipo de

residuo. Cada día van adquiriendo mayor importancia debido a las campañas tendentes a la

recuperación de materias primas mediante la puesta en marcha del reciclaje de residuos.

2.3.2 Recogida.

Esta fase comprende el conjunto de operaciones que se realizan desde que los residuos son

presentados hasta que son descargados en el centro de tratamiento.

El costo de esta fase de la gestión representa entre el 60 y 80% de los costos globales. Es

muy importante el estudio en detalle de esta fase de gestión atendiendo principalmente a los

siguientes parámetros: rutas y frecuencias de recogida, horarios, equipos y personal.



36

2.3.2.1 Recogida tradicional.

Es el método mas utilizado hasta el momento y consiste en recoger la basura depositada en

bolsas de plástico o cubos. Tiene como inconveniente que produce olores, dispersión de

residuos e impacto ambiental negativo.

2.3.2.2 Recogida hermética.

Este método consiste en recoger contenedores de dos o cuatro ruedas en donde previamente

se depositaron las bolsas de basura. Los recoge el camión de forma automática ahorrando

por tanto mano de obra y siendo más rápido el servicio. Permite espaciar la frecuencia de

recogida, reduce los tiempos de recorrido y por tanto los costos del servicio.

2.3.2.3 Recogida Neumática.

Las basuras se vierten desde los propios domicilios y van a parar por unas tuberías

conductoras a un elemento receptor que puede ser un compactador. El funcionamiento es

totalmente automático. Tiene elevados costos de implantación y puede instalarse en barrios

o ciudades de nueva ejecución en donde el sistema seria una infraestructura mas como el

agua potable o alcantarillado.

2.3.2.4 Recogida selectiva.

En la actualidad existe otro tipo de recogida que se esta imponiendo, cual es la recogida

selectiva. Una parte importante de los RSU esta constituida por materiales que pueden ser

seleccionados fácilmente y constituyen las materias primas recuperables tales como: papel,

vidrio, cartón, plástico, trapos, etc.

La recogida selectiva tiene por objeto el aprovechamiento de los recursos o materias primas

contenidas en los residuos. Es esta primera fase la más importante dentro de un proceso de

recuperación de materiales. En ella se necesita de la colaboración ciudadana para la

recuperación en origen de las basuras, facilitándose así el posterior proceso de reciclaje.

Existen diversas formas de realizar la recogida selectiva, lo que obliga en todo caso a la

realización de un estudio previo antes de implantar un sistema determinado, una vez

elegido el sistema se debe realizar una campaña de informativa a la ciudadanía.



37

Estas recogidas selectivas son importantes desde un punto de vista ambiental, se recuperan

en origen todos aquellos residuos susceptibles de ser separados reducen el volumen de

residuos a transportar y tratar, lo que se traduce en una optimización económica relevante,

tanto por la vía del ingreso de recursos de los materiales, como por el ahorro de transporte y

tratamiento de residuos.

2.3.3 Transporte.

Existen varias soluciones para la realización de esta fase de la gestión de los residuos para

lo que se necesita la colaboración ciudadana, pudiendo resumirse en los siguientes tipos:

El transporte a los centros de tratamiento puede realizarse en los propios camiones de

recogida o bien en otros mediante un trasvase de las basuras. La ubicación de los centros de

tratamiento cada vez mas alejados de la zona de producción de las basuras obligan a

recorrer distancias importantes, por lo que cada día es mas conveniente el dividir la función

de recogida de la función de transporte, vaciando los camiones de recogida en las

denominadas Estaciones de Transferencia.

Las estaciones de transferencia permiten el trasvase de basuras a otros camiones o

contenedores de mayor volumen optimizando los rendimientos y reduciendo al máximo los

tiempos improductivos del personal de recogida.

2.3.4 Tratamiento de residuos urbanos.

Corresponde a las operaciones y métodos que incluyen el tratamiento, disposición, y/o

aprovechamiento de los componentes que forman parte de los residuos urbanos.

Los métodos de tratamiento más comunes son:

Vertido controlado, relleno sanitario.

Incineración.

Producción de compost.

Reciclado.

Transformación por procesos químicos.



38

Transformación por procesos bioquímicos.

Aprovechamiento por técnicas específicas.

2.3.4.1 La incineración.

2.3.4.1.1 Factores que influyen en la instalación.

Volumen de residuos a incinerar.

Poder calorífico de los residuos.

Los costos de inversión.

Los costos de operación.

El proceso de incineración se efectúa en un medio provisto de exceso de aire a una

temperatura entre los 800 y 1000ºC, por lo que los residuos deben tener un poder calorífico

mínimo o inicial (PCI) de 1000 kcal/kg que permita su incineración sin necesidad de

aportar combustible adicional.

Otro factor importante a considerar es el límite de carga del horno que supone el cálculo del

campo térmico teórico de un horno, que es interés para residuos sólidos de PCI bajo y

variable.

2.3.4.1.2 Recepción, preparación y carga de los residuos.

Una vez pesados los residuos se descargan en un foso cuya capacidad vendrá determinada

por la cantidad de residuos a recepcionar, recomendando que pueda almacenar la basura

equivalente a 3 días. Normalmente este va dotado de un sistema de drenaje que permite la

eliminación de los lixiviados producidos durante el tiempo de almacenamiento.

Es conveniente que la zona del foso esté cerrada y se mantenga en depresión evitando que

el aire cargado de olores y el polvo se escapen a la atmósfera directamente.



39

El sistema más empleado de carga es mediante puentes grúas. Existen también sistemas de

alimentación mediante cintas e incluso neumáticas que mediante cargas parciales reguladas

por un sistema de compuertas van introduciendo los residuos en el horno.

Los residuos pueden introducirse directamente en el horno o también mejorar el proceso de

alimentación- combustión o el almacenamiento, a través de la separación magnética de la

chatarra, la trituración o la peletización.

Se distinguen hornos de funcionamiento continuo o discontinuo, han prevalecido los

primeros y se clasifican en los de parrilla y los rotatorios o mixtos.

El horno es el núcleo de una planta incineradora. En él cabe distinguir el conjunto formado

por las parrillas y la cámara de combustión que permite la cremación completa de los gases.

La cámara de postcombustión está situada sobre el horno, siendo su misión la combustión

completa de los gases antes de que pasen a la caldera o al circuito de tratamiento y

evacuación de humos. Es la parte del horno sometida a mayor temperatura entre 900 a

1000ºC y debe estar revestida de material refractario.La temperatura de salida deberá estar

entre 250 a 300ºC, para evitar la condensación a fin de que no aparezcan ácidos sulfúrico y

clorhídrico.

2.3.4.1.3 Productos resultantes de la combustión.

Los dispositivos de evacuación de cenizas y escorias tienen como función el enfriamiento y

extracción de éstas.

El conjunto de los residuos sólidos de la incineración está compuesto por las cenizas

recogidas en el hogar y las escorias producidas al final de la parrilla de acabado, previo

enfriamiento. La composición de las escorias resultantes está en función del tipo de

basuras y de la calidad del proceso. El aprovechamiento del calor es generalmente a través

de la generación de vapor.



40

2.3.4.1.4 Depuración de los humos.

La necesidad de depuración de los humos producidos en la incineración se deriva de su

posible impacto sobre el medio ambiente. Los malos olores que pueden emanar con los

humos son normalmente destruidos a un nivel térmico determinado, alcanzado en la cámara

de combustión: 750ºC es la temperatura necesaria y suficiente para su perfecta eliminación.

Los principales contaminantes son CO2, CO, H2S y HCl. Especial interés tiene el HCl que

puede proceder de la combustión del PVC, así como de la reacción del cloruro de sodio

presente en los residuos domiciliarios.

En el polvo se hallan contenidos de plomo, zinc, cadmio, mercurio, cobre, cromo, níquel,

manganeso y otros. Son productos de combustión procedentes de los residuos urbanos y su

concentración en los gases es proporcional a la composición de la basura, esto exige una

rigurosa depuración de los humos y por tanto muestra la peligrosidad intrínseca de las

cenizas volantes recogidas en este proceso depurador.

Las tecnologías más utilizadas para la separación de polvo son:

Separación por fuerza centrifuga: ciclón y multiciclón.

Separación por lavado: colector húmedo

Separación por tamizado: Filtro de manga

Separación por atracción o repulsión eléctrica: Electro filtro

2.3.4.1.5 Emisiones gaseosas.

Es el impacto más importante de todos los que se derivan del funcionamiento de la planta.

Una correcta valoración de las emisiones gaseosas y su repercusión en los factores

ambientales debe venir determinada por un estudio detallado que incluya estimación de los

niveles de inmisión a efecto de la dispersión de los contaminantes en la atmósfera.

Para el diseño de estos equipos se establecen ciertos criterios basados en la permanencia de

los gases de combustión, con un contenido mínimo del 6% de oxígeno como mínimo



41

durante 2 segundos a una temperatura de 850ºC. Se deben cumplir ciertos niveles de CO y

concentración de compuestos orgánicos totales (COT).

Las condiciones de permanencia de los gases de combustión y los niveles de temperatura

aseguran una emisión de microcontaminantes organoclorados suficientemente baja. En el

caso de los gases ácidos, con los sistemas de depuración de gases disponibles es

perfectamente posible reducir los contaminantes a los niveles permitidos.

La retención de partículas sólidas se efectúa eficazmente mediante filtros de mangas o

electrofiltros (ambos son ampliamente utilizados).

2.3.4.2 Compostaje.

Desde mediados de los años setenta, el compostaje ha venido recibiendo creciente atención

como alternativa económicamente viable y ambientalmente segura para la estabilización y

evacuación final de una amplia gama de residuos sólidos, tales como lodos de aguas

residuales y residuos sólidos domiciliarios, para su posterior uso como abono o

acondicionador de suelos.

El compostaje es una tecnología sencilla y económica, es un proceso biológico para

aprovechar toda clase de basura biodegradable: desechos de jardín o de cocina, papeles,

estiércoles de animales, etc., los cuales en presencia de microorganismos son transformados

en abono agrícola, el compost. Al asegurar las condiciones necesarias para la fermentación

aeróbica de estas materias, especialmente temperatura, relación C/N, aireación y humedad,

es posible obtener un producto natural de alta calidad optimizado con la aplicación de la

ingeniería.

El compostaje es un proceso mediante el cual la materia orgánica sufre una degradación

biológica por microorganismos facultativos, en condiciones controladas, generando un

producto estable llamado compost, CO2 y agua. La temperatura interna que se genera

durante el proceso destruye la gran mayoría de los organismos patógenos (Metcalf & Eddy,

1995).



42

Este es un proceso de degradación bioquímica de la materia orgánica contenida en los RSU

en condiciones controladas y tiene como objeto su transformación en compost que se

utiliza como “enmienda” de suelos para la agricultura. El proceso lleva consigo la

separación de la mayor parte de los metales, vidrios y plásticos y la posterior fermentación

de la materia orgánica. Esta fermentación puede ser natural al aire libre o acelerada en

digestores, siendo los tiempos tres meses y 15 días respectivamente.

En el proceso de compostaje intervienen diversos factores:

Tamaño de los residuos: Previo al proceso deben de triturarse los residuos para

favorecer el proceso biológico.

Humedad: La humedad óptima para el tratamiento aeróbico de residuos está entre

el 40 y 60%. La poca humedad retarda o interrumpe la acción microbiana, por lo

que en muchos procesos es necesario añadir agua a la masa de fermentación.

Aireación: Los microorganismos aeróbicos necesitan O2, lo mismo que necesitan

agua y alimento. La aireación natural no siempre es suficiente, por lo que es

necesario recurrir a un sistema de inyección de aire o bien a sucesivos y continuos

volteos de la masa en fermentación.

Temperatura: En una primera fase la descomposición de HC se realiza a una

temperatura de 35ºC. En la fase media y final del proceso, en las que las proteínas y

otras materias nitrogenadas se descomponen las temperaturas óptimas están entre 60

a 65ºC. Estas temperaturas se consiguen de forma natural debido al calor generado

por la propia fermentación y permiten la destrucción de gérmenes patógenos.

Acidez: La acidez y/o alcalinidad relativa permite medir la digestión. Los residuos

sólidos a tratar tienen un pH entre 5 y 7 cuando son nuevos y un poco ácido (5 a 6)

después de 1 o 2 días. La biodegradación aeróbica baja el pH entre 4,5 a 5,5.

Cuando se alcanza la temperatura máxima la reacción es alcalina (8< pH<9) al final

del proceso el pH es muy cercano al valor neutro.



43

Microorganismos: En el tratamiento biológico intervienen muchos tipos de

microorganismos, los cuales crecen rápidamente si encuentran un ambiente

adecuado para ellos. La temperatura, la humedad, la aireación, el pH y el tipo de

alimento disponible tienen que estar dentro de ciertos límites para que el medio sea

el más adecuado para que los microorganismos se multipliquen.

El proceso de compostaje, con independencia del tipo de fermentación que se utilice

consta de las siguientes etapas:

Alimentación: Es el sistema que permite, previa recepción y almacenamiento del

residuo, situarlo en el sistema de tratamiento.

Clasificación: En este proceso se separa la fracción orgánica de la fracción rechazo

compuesta por metales, plásticos, textiles etc.

Fermentación: Es el centro de todo el proceso natural. Esta fermentación se puede

realizar de forma lenta o acelerada en digestores.

Refino: Es la parte del proceso que separa del compost, los inertes mejorando su

calidad.

Rechazo: Con esta fracción se pueden realizar diversos procesos desde un depósito

en un vertedero hasta el aprovechamiento de elementos que se contengan en él.

2.3.4.2.1 Aspectos operacionales.

Existen tres tipos, fundamentalmente distintos, de procesos de compostaje:

Manual, con o sin ayuda de organismos aditivos (lombrices, aditivos, enzimas, etc.).

Semi-mecanizado.

Mecanizado (costos elevados).

Aunque técnicamente las operaciones para estos tipos de compostaje son muy distintos, el

proceso biológico es el mismo, necesidad de mezcla-revuelta, movimiento, aireación,

humedecimiento del material, y los parámetros de ajuste de la planta.



44

Para llevar a cabo el compostaje se debe mezclar el residuo orgánico a tratar (basura, lodos,

otros), con un material de soporte, que puede ser pasto, viruta, aserrín, poda de árboles,

papel, cartón, cauchos, etc. El proceso en sí consta de tres fases:

Fase 1: pre-fermentación, comienza bajo el impacto de bacterias mesófilas, donde la

temperatura del material puede aumentar rápidamente a 40ºC y el proceso de

biodegradación comienza. El rango de temperaturas en esta etapa oscila entre los 15 y 40ºC

(fase mesofílica)

Fase 2: fermentación principal, temperatura sigue manteniéndose en un nivel relativamente

alto debido a la actividad microbiológica, en esta fase la biodegradación se produce por

bacterias termófilas. El rango de temperaturas oscila entre los 40 y 75ºC (fase termofílica)

para esta fase.

Aproximadamente el 50% de material original es reducido por causa de la evaporación y

digestión microbiológica. El control del proceso durante estas dos fases es particularmente

importante debido a que se alcanzan los niveles más altos de velocidad, paralela a las

emisiones y necesidad de aireación y humedecimiento.

Fase 3: maduración e higienización, lentos procesos de biodegradación disminución de

emisiones. Por lo general no es necesario airear o humedecer, pero si continuar con la

mezcla revuelta con el fin de obtener un producto homogéneo e higiénico.

En esta fase las temperaturas internas del material en biodegradadación, comienzan a

descender hasta alcanzar una temperatura similar a la temperatura ambiental (fin del

proceso de biodegradación).

2.3.4.2.2 Manejo del Proceso.

El material orgánico se mezcla con un material de soporte, el cual aumenta la porosidad y

permite la aireación de la mezcla; además, aporta nutrientes para la actividad microbiana y

disminuye el contenido de humedad, se debe evitar una biodegradación anaeróbica, por lo



45

tanto es necesario mezclar y revolver los desechos frecuentemente y con regularidad. En

plantas manuales mediante palas y en plantas mecanizadas mediante cargadores.

Es también importante mantener una dispersión y temperatura homogénea del cuerpo de

basura para lograr una higienización suficiente, se deben evitar zonas con diferencias de

temperaturas significativas (estratificaciones térmicas). Para asegurar una adecuada

aireación, se recomienda agregar cierto porcentaje de material grueso, especialmente si la

densidad de la del material orgánico es mayor a 700 kg/m3. Además se pueden tener

tuberías en las bases de las pilas para mantener un flujo continuo de aire.

2.3.4.2.3 Parámetros de diseño, operación y control.

Los parámetros de diseño a considerar son los siguientes:

(a)Razón Carbono-Nitrógeno.

Los microorganismos usan carbono y nitrógeno en proporciones fijas para sintetizar su

biomasa. La razón ideal de carbono y nitrógeno (C/N) es del orden de 25: 1 a 35: 1. Si la

relación es menor, el exceso de nitrógeno se transforma en amonio, produciéndose pérdida

de su aporte en nutrientes y generación de mal olor. Si la razón es mayor, la materia

orgánica se degrada más lentamente. Por tanto se debe someter a un análisis de C/N, la

materia orgánica que se va a utilizar como fuente de carbono.

(b) Aireación y Temperatura.

La aireación remueve calor, vapor de agua y suministra oxígeno a los microorganismos. La

temperatura interna de la pila puede alcanzar los 70°C, lo cual es una condición límite para

la actividad de los microorganismos que actúan en el proceso. La temperatura óptima para

la disminución de sólidos volátiles (oxidación de la biomasa existente en las pilas), es entre

40° a 50°C., y para la destrucción de patógenos a 55°C- 60 ºC.

(c)Control de la Humedad

La humedad de la mezcla debe estar en el rango de 50%-70%, para asegurar una óptima

biodegradación, ya que si el material se seca ésta se detiene y si es excesivamente húmedo

se transforma en putrefacción anaeróbica incontrolada. Si la humedad es menor al 50% se



46

debe agregar agua; en caso contrario, hay que voltear en forma más frecuente o agregar

material de soporte. Puede realizarse el humedecimiento con regadora manual o aspersor

sobre las pilas.

2.3.4.2.4 Efecto del agua en el proceso de compostaje.

Los análisis que a continuación se señalan y que dejan claramente en evidencia el efecto del

agua en un proceso de compostaje, corresponden a los resultados del proyecto de título

denominado “Evaluación de los Efectos de la Pluviometría en Pilas de Compostaje de

Residuos Sólidos”, desarrollado por el señor Carlos Ahumada Mercado para optar al título

de Ingeniero Civil.

Para evaluar tales efectos se construyeron dos pilas a compostar, utilizando como material

de sustrato lodos de una planta de tratamiento de aguas servidas (recogidos a la salida de un

filtro banda) mezclados con una pequeña proporción de aserrín, utilizado como material de

soporte. A una de las pilas se le incorporó distintas cantidades de agua (Pila Nº1 o pila

sometida a riego) mientras que a la otra pila (pila Nº2) fue cubierta con un techo de manera

de impedir las eventuales precipitaciones naturales que pudieran haber ocurrido durante la

investigación.

(a) Comparación de las temperaturas internas registradas en ambas pilas.

De la figura 2.1 se observa notoriamente el efecto que provocó en la temperatura interna de

la pila 1 la incorporación de agua. Esta pila, durante el periodo de la investigación nunca

alcanzó térmicamente la etapa termofílica. De hecho su máxima temperatura interna

registrada fue de 41ºC, al cabo de 24 horas de haber sido construida. Esto se explica

necesariamente por el hecho que el agua ocupó un porcentaje importante de los poros que

poseía la pila en proceso de compostaje y con ello desplazó el aire originalmente presente

en éstos, provocando que la actividad microbiana desarrollada por los organismos

encargados de biodegradar la materia orgánica presentes en la pila fuese más lenta.



47

10

15

20

25

30

35

40

45

50

55

60

65

70

0 3 6 9 12 15 18 21 24 27 30 33 36 39 42 45 48 51 54

Tiempo (días)

Tem

pera

tura

ºC

Temp. Pila 1Temp. Pila 2

Figura 2.1: Temperaturas internas de ambas pilas.

Una situación muy distinta ocurrió con la temperatura interna de la pila 2, en la cual

efectivamente se desarrollaron organismos termofílicos. La máxima temperatura interna

que registró esta pila fue de 66ºC el día 12 mientras que la pila sometida a riego este mismo

día registraba una temperatura interna de 27ºC.

Una característica importante que refleja los distintos grados de biodegradación que

presentaron ambas pilas, y por ende las distintas temperaturas que ellas desarrollaron fue

que, al momento de realizar los volteos del material en fermentación, en la pila no sometida

a riego (Pila Nº2) era posible observar claramente una emanación importante de gases con

olores desagradables propios de una digestión anaeróbica, situación que no se percibió en

ningún momento en la pila sometida a riego (Pila Nº1). Este fenómeno se dio durante los

primeros 18 días del proceso de compostaje. También hubo una presencia importante de

vectores como moscas y mosquitos en la pila Nº2, hecho que tampoco se constató en la pila

Nº1.

(b) Comparación de la reducción de sólidos volátiles entre ambas pilas.

De la figura 2.2 se observa que la reducción de sólidos volátiles para ambas pilas fue

diferente. En el caso de la pila 1 a la cual se le incorporó distintas cantidades de agua,

presentó un 71% de sólidos volátiles luego de 54 días de experimentación, en cambio la

pila 2 presentó un porcentaje de sólidos volátiles de 64% a la misma fecha.



48

505560657075808590

0 3 6 9 12 15 18 21 24 27 30 33 36 39 42 45 48 51 54Días

% S

ólid

os V

olát

iles

% Sólidos Volátiles Pila 1% Sólidos Volátiles Pila 2Polinómica (% Sólidos Volátiles Pila 1)

Figura 2.2: Variación de sólidos volátiles en ambas pilas.

Esta diferencia en los porcentajes finales de materia orgánica presente en las pilas se debe

en gran medida a la incorporación de agua a la pila 1, lo cual hizo que su velocidad de

biodegradación fuese más lenta, ya que los microorganismos encargados de la

biodegradación de la materia orgánica presente en las pilas requieren de oxígeno para su

metabolismo, además de nutrientes, el cual en el caso de la pila 1 existió en menor cantidad

al ser desplazado por el agua a medida que ésta se incorporaba.

Si bien en un proceso de compostaje se desea idealmente que el total de materia orgánica

sea biodegradada, esto en la práctica no es posible ya que existe un pequeño porcentaje de

esta materia que no es biodegradable. Además por otro lado, de aquella fracción que

efectivamente es biodegradable también se da que en la realidad persiste una mínima

fracción de ella, la cual al final del proceso va a conformar un remanente. Esto se visualiza

en la figura 2.3.

Figura 2.3: Curva ideal de biodegradación versus curva real.



49

Donde:

R: remanente

La magnitud que pueda tener este valor de R al final del proceso de biodegradación, se

puede ver fuertemente afectado por el manejo operacional que se le dé al proceso de

compostaje. En ese sentido, un manejo operacional correcto, que incluya un volteo

sistemático del material a biodegradar, una humedad adecuada que posibilite una efectiva

biodegradación de la materia orgánica son factores que indudablemente permiten controlar

esta fracción remanente de materia orgánica. Un claro ejemplo de esta situación es lo que

sucedió en la pila 2, en la que después de 34 días de haber iniciado el proceso de

compostaje la pila registraba un 33% de humedad. Al día siguiente se le incorpora agua

hasta subir su humedad a un 60% con lo que su temperatura interna presenta un incremento

(Figura 2.1), con lo cual se constata que aún existía materia orgánica en la pila por

biodegradar. En caso de no haber efectuado este manejo operacional lo más probable que

su efecto se hubiese hecho notar en el valor de sólidos volátiles registrado el día 54.

(c) Comparación de la evolución de los sólidos minerales entre ambas pilas.

En ambas pilas se constata un aumento de los sólidos minerales a medida que transcurren

los procesos de biodegradación. Sin embargo este aumento en el contenido de material

mineral resulta ser mayor en la pila no sometida a riego (Pila Nº2) debido a que en esta pila

hubo una reducción de sólidos volátiles también más grande en comparación a la pila Nº1.

Este fenómeno tal como se mencionó anteriormente se debe a la incorporación de agua a la

pila Nº1 lo que ocasionó que su velocidad de biodegradación fuese más lenta para un

mismo periodo de tiempo en comparación a la pila Nº2.



50

05

10152025303540

0 3 6 9 12 15 18 21 24 27 30 33 36 39 42 45 48 51 54Tiempo (días)

% S

ólid

os M

iner

ales

Sólidos Minerales Pila 1Sólidos Minerales Pila 2Exponencial (Sólidos Minerales Pila 1)

Figura 2.4: Variación de sólidos minerales en ambas pilas.

(d) Comparación de las constantes endógenas entre ambas pilas.

Para determinar la constante endógena o de reacción (Kd) se procedió a linealizar las

curvas mostradas en la figura 2.2.

La pendiente para cada línea de tendencia mostrada en la figura 2.5 corresponde a la

constante de reacción.

En el caso de la pila sometida a riego (Pila Nº1) el valor de Kd es 0.0421 día-1 en cambio

para la pila Nº2 el valor de Kd es de 0.0546 día-1.

y = 0,0546x - 0,1876

y = 0,0421x - 0,3836

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

0 3 6 9 12 15 18 21 24 27 30 33 36 39 42 45 48 51 54Tiempo ( días)

LN((S

Vt-S

Vnb)

/(SVt

-SVn

b))

Pila 1 Pila 2Li l (Pil 2) Li l (Pil 1)

Figura 2.5: Determinación de las constantes endógenas para ambas pilas.

Esta diferencia en los valores de las constantes de reacción se explica por la influencia de la

incorporación de agua a la pila Nº1 lo cual hizo que sus temperaturas internas registradas

fueran mucho menores en comparación a la temperaturas internas desarrolladas por la pila



51

Nº2, obteniéndose de esta manera un menor valor de Kd para la pila Nº1. Esto deja en

evidencia de manera clara un efecto de tipo termodinámico.

Es importante señalar que si bien la temperatura interna de las pilas es variable durante el

proceso de biodegradación de su materia orgánica, para el desarrollo de la linealización de

la curva se consideró una temperatura interna media, de manera de hacer una

aproximación a la cinética de un digestor aeróbico, en el cual la constante endógena se

encuentra asociada a una temperatura constante.

(e) Comparación de los valores de pH de ambas pilas.

En la figura 2.6 se observa la evolución que presentó el pH en ambas pilas. En el caso de la

pila no sometida a riego (Pila Nº2) los valores de pH medidos son los normales para un

proceso de compostaje, en el cual durante aproximadamente los primeros 5 días se registran

valores de pH levemente ácidos. A medida que el proceso de biodegradación de la materia

orgánica se hace más intenso, el cual coincide con el periodo donde se registraron las

máximas temperaturas internas de la pila, el pH aumenta alcanzando un valor de 7,7. Al

final del proceso se observa una estabilización de su valor entorno al valor neutro, lo cual

corrobora lo descrito por la literatura (Tchobanoglous, 1998).

3

4,5

6

7,5

9

0 4 8 12 16 20 24 28 32 36 40 44 48 52 56

Tiempo (días)

pH

pH Pila Nº1 pH Pila Nº2

Figura 2.6: Comparación de los valores de pH de ambas pilas.

Una situación muy distinta ocurrió con los valores de pH registrados en la pila sometida a

riego (Pila Nº1). Al momento de iniciar el proceso de compostaje el valor de pH para esta



52

pila fue de 5,8, alcanzando un valor máximo de tan solo 6,1 al cuarto día de operación. A

partir de entonces se observa una caída gradual en su valor como efecto de la incorporación

de agua a la pila. Esto se explica por 2 razones: la primera es debido a la formación de

ácidos de cadena corta, los cuales están asociados a un proceso de digestión anaeróbica, a

raíz de que el agua incorporada desplazó al oxígeno presente en los intersticios del material

que se encontraba en proceso de biodegradación y la segunda razón, se debe a que el

dióxido de carbono generado precisamente por efecto de la biodegradación de la materia

orgánica es fácilmente soluble en agua pudiendo reaccionar con ella para formar ácido

carbónico, bajando el pH. Esta última reacción se representa en la ecuación 4.3.

2 2 2 3 CO H O H CO+ → ..…………(2.1)

Parámetro Rango Comentario

Humedad 40%-60%

Temperatura <65°C por 1 semana

<55°C por 2 semanas

Eliminación de organismos

nocivos

PH 7

Carbono/Nitrógeno 15:1<C/N<35:1 Asegura la calidad del abono

Tabla 2.2: Rangos adecuados de operación

Se pude manjar la relación C/N, agregando lodos, heces fecales de agricultura, materia de

fosas sépticas para disminuir la tasa y material de base celulósica, papel, para aumentarla.

Medición de parámetros

Parámetro Etapa de Compostaje Etapa de Maduración

Temperatura Diaria Cada 3 días

pH Cada dos días Cada 3 días

Volteo Cada dos días Cada 3 días

Humedad Cada dos días Cada 5 días

Tabla 2.3: Frecuencia de medición de los parámetros en un proceso de compostaje.



53

Hay que destacar que el compostaje es una tecnología emergente y que ambientalmente

presenta claras ventajas sobre las otras. Lo negativo de este sistema de tratamiento es el

hecho de que es muy intensivo en terreno, lo que limita su viabilidad para grandes

volúmenes de residuos.

2.3.4.3 Vertido controlado y relleno sanitario.

La filosofía del sistema consiste en enterrar el máximo volumen de residuos en un espacio

mínimo.

Se denomina controlado cuando se toman las medidas necesarias para evitar todo aquello

que pueda ser nocivo, molesto, peligroso o cause deterioro del medio. Dentro de los tipos

de vertidos están:

Vertido Controlado Simple

Vertido Controlado con trituración

Vertido Controlado con trituración y compactación

2.3.4.3.1 Vertido Controlado Simple.

El vertido controlado tiene su origen en las descargas incontroladas de residuos, como es el

caso de las mayorías de los vertederos existentes en nuestro país. En la octava región se

tiene el caso de los vertederos de Cosmito, Coronel, Tomé, Copiulemo, etc.

En la medida en que se proceda a tomar las medidas necesarias de mitigación y de control

que permitan eliminar o disminuir a límites permitidos la producción de lixiviados, los

gases de fermentación, la presencia de roedores e insectos, el vuelo de materiales ligeros,

los malos olores y la presencia de personas a la rebusca, se pasa a un estadio superior, que

es un vertedero controlado, lo que nacionalmente se denomina Relleno Sanitario. Para esto

es fundamental la elección de un terreno adecuado desde el punto de vista hidrogeológico,

con capacidad suficiente y buenas comunicaciones.

Los vertederos controlados pueden ser de varios tipos. Según el tratamiento a que se

sometan los residuos estos pueden ser:



54

(a) De baja densidad.

Los residuos se someten a una compactación ligera, obteniéndose una densidad media de

600 kg/m3 y cubriendo los residuos diariamente.

(b) De media densidad.

Los residuos se someten a una compactación, obteniéndose una densidad media de 750

kg/m3 y una cubrición de mayor periodicidad.

(c) De alta densidad.

Los residuos se someten a una compactación con maquinaria, obteniéndose una densidad

media de 1100 kg/m3. Este tipo no precisa cubrimiento.

Tipo de vertedero y tamaño de la población:

De baja densidad, para más de 300 ton/día

De media densidad, entre 130 y 300 ton/día

De alta densidad, para pequeñas poblaciones, con menos de 130 ton/día.

Los vertederos controlados tienen ventajas frente a otros sistemas de tratamiento, tales

como:

Sistema más económico.

Capacidad de absorber aumentos de residuos.

Recuperación final del terreno.

El vertido es necesario en cualquier otro tipo de tratamiento puesto que todos producen

rechazos que deben ser eliminados.

2.3.4.3.2 Vertido controlado con trituración.

En este método los residuos son sometidos a una trituración previa antes de ser depositados.

En este caso los costos de inversión son mayores, estos se justifican cuando el triturado de

los residuos sirve para optimizar su transferencia a grandes distancias, además se obtiene



55

una mayor compactación y mayor vida útil del vertedero,. La instalación del sistema de

trituración en el propio vertedero ya resulta más cuestionable.

Para un buen aprovechamiento de este método, debe ser seguido de un proceso de reciclaje

y compostaje, de forma que el material a verter sea mínimo.

Ventajas de la trituración

Mayor aprovechamiento del volumen del vertedero.

Reducción de la masa y rápida mineralización.

No necesita cubrición diaria.

Práctica eliminación de riesgos de incendio.

Limitación de las emanaciones de gas metano.

Más rápida y mejor recuperación del espacio debido al asentamiento y limitación de

producción de gases.

Posibilidad de elaboración de compost.

2.3.4.3.3 Vertido controlado con trituración y compactación.

Es un vertedero controlado convencional al que se ha dotado de equipos especiales. Las

ventajas son las siguientes:

Aumenta la densidad de masa vertida, reduciendo volumen y aumentando la vida útil

del vertedero.

Como consecuencia, la trituración y compactación produce una mayor homogenización

de los residuos.

Disminuye el peligro de incendios al disminuir la porosidad de la masa.

Disminuye la percolación ya que los residuos compactados se hacen casi impermeables.

Permite el espaciamiento de la cubrición.



56

2.3.4.3.4 Aspectos Ambientales a considerar en un Proyecto de Vertido

Controlado.

Los aspectos ambientales sobre los que debe definirse un proyecto una vez que la ubicación

del vertedero es correcta desde un punto de vista hidrogeológico y social, son los impactos

sobre las aguas subterráneas, el suelo, el aire, el paisaje etc.

Por tanto se deben establecer criterios de manejo, incorporación de procesos, construcción

de obras civiles de manera de controlar variables tales como la producción de lixiviados, la

generación de gases y las solicitaciones mecánicas a que da origen la disposición de las

basuras.

Producción de lixiviados.

La primera cuestión que se plantea en un vertedero es el agua. El proyecto debe definir las

obras necesarias para evitar que las aguas superficiales de escorrentía de lluvia penetren en

las basuras o al menos mitigar este suceso.

Para evitar que los lixiviados producidos por el vertido, o que la percolación de aguas

lluvias, entren en contacto con las aguas subterráneas, se lleva a cabo su recogida y

tratamiento posterior.

Las alternativas de manejo de los lixiviados más recurrentes son:

Recirculación al propio vertedero con objeto de disminuir su cantidad por

evaporación y absorción.

Depuración en planta de tratamiento propia.

Conducción a la red de alcantarillado para su tratamiento en una EDAR.

Formación de gases.

La materia orgánica sometida a fermentación anaerobia genera biogas (CH4, CO2, etc.)

que tiende a migrar al exterior de la masa vertida, difundiéndose en la atmósfera. Las

medidas de control consisten en conducir los gases al exterior de manera controlada

impidiendo que se acumulen en bolsas o permanezca en el interior de la masa vertida.



57

El sistema más utilizado para la evacuación de los gases es la colocación de líneas

verticales, que atraviesan las distintas capas de basuras captando el gas y conduciéndolo

posteriormente a un lugar de eliminación o aprovechamiento.

El control de gases disminuye los olores y las causas de incendio en un vertedero.

Otros factores ambientales.

La cubrición y compactado contribuye a evitar la proliferación de vectores como ratas, y

mosquitos.

La presencia de aves en los vertederos es otro elemento a tener en cuenta. Es difícil evitar

su presencia, pero la compactación y cubrición, evita el transporte de desperdicios a zonas

próximas.

2.3.4.4 Diseño de vertederos.

2.3.4.4.1 Consideraciones en la localización de vertederos.

Los factores que se deben tener en cuenta a la hora de localizar un vertedero son los

siguientes:

Distancia de transporte.

Restricciones en la localización, proximidad a aeropuertos.

Disponibilidad de terreno.

Condiciones del suelo y topografía.

Condiciones climatológicas.

Hidrología de aguas superficiales.

Condiciones geológicas e hidrogeológicas.

Condiciones ambientales locales.

Uso final de vertederos llenos.



58

Figura 2.7: Corte esquemático de un vertedero controlado.

Figura 2.8: Sistema de clausura de vertederos controlados.



59

2.3.4.4.2 Duración de fases de producción de gas de vertedero.

La duración de las fases individuales de producción del gas de vertedero variará según la

distribución de los componentes orgánicos en el vertedero, la disponibilidad de nutrientes,

el contenido de humedad de los residuos, el paso de la humedad por el relleno y el grado

de compactación inicial.

2.3.4.4.3 Origen del gas producido.

La reacción química generalizada para la descomposición anaerobia de residuos sólidos

puede escribirse de la siguiente forma:

Mat.org. +H2O Mat. Org. no biodegradable + CO2 + CH4+ otros gases

Hay que resaltar que la reacción requiere la presencia de agua.

Se han encontrado vertederos que carecen de un contenido de humedad suficiente, en un

estado momificado, con papel de periódico de hace décadas en condiciones legibles.

Por tanto, aunque la cantidad total del gas que se produce a partir de residuos sólidos se

derive directamente de una reacción estequiométrica, las condiciones hidrológicas locales

afectan significativamente a la velocidad y al período de tiempo en que tiene lugar la

producción de gas.

Los materiales orgánicos de los residuos orgánicos se pueden clasificar en dos grupos, los

que se biodegradan de tres meses a cinco años y los que se biodegradan hasta en 50 años.

En condiciones normales la velocidad de descomposición, medida por la producción de gas,

llega a su cima dentro de los primeros dos años.

Gases principales del gas de vertedero.

El metano y el CO2 son los principales gases procedentes de la descomposición anaerobia

de las sustancias biodegradables qu8e constituyen los RSU. Cuando el metano esta presente

en el aire en concentraciones que varían entre el 5 y 15% es explosivo. Como en el

vertedero están presentes cantidades limitadas de oxigeno, cuando las concentraciones de

metano llegan a ese nivel critico hay poco peligro que el vertedero vaya a explotar.



60

2.3.4.4.4 Generación del gas vertedero.

Fase I: Fase de Ajuste inicial.

En esta fase los componentes orgánicos biodegradables de los RSU sufren descomposición

microbiológica mientras se colocan en un vertedero y durante un poco tiempo después. En

la fase de ajuste se produce descomposición biológica aerobia, porque hay cierta cantidad

de aire atrapado dentro del vertedero. El suelo es la principal fuente de microorganismos,

que además se utiliza como material de cubrición. Otros podrían ser lodos de planta de

tratamiento de aguas residuales (PTAR).

Fase II: Fase de transición.

En esta fase desciende el oxígeno y comienzan a desarrollarse condiciones anaerobias.

Mientras el vertedero se convierte en anaerobio el nitrato y sulfato pueden servir como

aceptores de electrones en reacciones de conversión biológica, reduciéndose a menudo a

gas N2 y H2S. Cuando comienza el proceso anaerobio, los microorganismos responsables

de la conversión de los RSU en metano y CO2, empiezan un proceso de tres pasos.

Fase III: Fase ácida.

En la fase ácida se acelera la actividad microbiana iniciada en la fase II con la producción

de cantidades significativas de ácidos orgánicos y pequeñas cantidades de hidrógeno.

Fase IV: Fase de fermentación de metano.

En esta fase participa un segundo grupo de microorganismos estrictamente anaeróbicos,

que convierten el ácido y el hidrogeno, producidos por los formadores de ácidos en la fase

ácida en CH4 y CO2. En esta fase la formación de metano y ácido se produce

simultáneamente, aunque la velocidad de formación del metano es más alta.

Fase V: Fase de maduración.

En esta fase la velocidad de generación de los gases de vertedero disminuye

considerablemente porque la mayoría de los nutrientes han sido arrastrado por las aguas,



61

con la correspondiente generación de lixiviados durante las fases anteriores y además que

los sustratos que quedan en el vertedero son de una biodegradación lenta.

En la figura 2.9 se grafican las fases generales en la generación de gases de vertedero (I =

ajuste inicial, II = fase de transición, III = fase ácida, IV = fermentación del metano y V =

fase maduración). (Tchobanoglous G, 1996)

Figura 2.9: Fases generales en la generación de gases de vertedero.

Fuente: Tchobanoglous, 1996

2.3.4.4.5 Fuente de oligogases.

Los oligogases constituyentes en los gases de vertedero tienen dos orígenes. Pueden llegar

al vertedero con los residuos entrantes o pueden producirse mediante reacciones bióticas y

abióticas que tienen lugar dentro del vertedero. En vertederos más recientes, donde se ha

prohibido la evacuación de residuos peligrosos, se han reducido significativamente las

concentraciones de COV en el gas de vertedero.

Ejemplos de oligogases: Cloroeteno, diclorometano, triclorometano, benceno,

tetraclorometano, tricloroetano.



62

2.3.4.4.6 Movimientos del gas de vertedero.

En condiciones normales, los gases producidos en el suelo se emiten a la atmósfera

mediante la difusión molecular. En el caso de un vertedero activo la presión interna

normalmente es mayor que la presión atmosférica y por tanto el gas saldrá mediante

difusión y flujo convectivo (conducido por presión).

Otros factores que influyen en el movimiento de los gases del vertedero incluyen la

absorción de los gases en componentes líquidos o sólidos, y la generación o consumo de un

componente gaseoso a través de reacciones químicas o bioquímicas.

La ecuación general siguiente relaciona estos valores con un volumen de control

unidimensional.

Balance de masa del flujo de gases.

Figura 2.10: Volumen de control unidimensional.

GzCaDz

zCaVz

tCa

+∂∂

+∂∂

−=∂∂

+ 2

2

)1( βα …………. (2.2)

Donde:



63

α = Porosidad total, cm3/cm3.

β= Factor de retardación teniendo en cuenta el cambio de absorción y de fase.

Ca = Concentración del compuesto A, g/cm3.

Vz = Velocidad de convección vertical, cm/s.

Dz = Coeficiente de difusión efectiva, cm2/s.

G = Parámetro agrupado utilizado para justificar todos los términos de

Generación, g/cm3 x s

z = Profundidad, cm.

La solución de esta ecuación diferencial es del tipo Ca (z,t), por tanto obtenemos

concentraciones para pares de valores (z,t).

Movimiento de los principales gases de vertedero.

Aunque la mayor parte del CH4 y CO2, escape a la atmósfera, se han encontrado en

concentraciones de hasta el 40% en distancias laterales de hasta 150 metros de los bordes

de vertedero sin recubrimiento. En vertederos sin ventilación, la extensión, la extensión de

este movimiento lateral varía según las características del material de cubrición y del suelo

circundante.

(a) Migración ascendente del gas de vertedero.

El metano y el dióxido de carbono pueden emitirse a través de la cobertura del vertedero

mediante la convección y la difusión. El flujo difusivo a través de la cobertura puede

estimarse utilizando la ecuación (2.3) suponiendo que la pendiente de concentración es

lineal y el suelo es seco. Si las condiciones secas del suelo introducen un factor de

seguridad, ya que cualquier infiltración de agua en la cubrición del vertedero reduciría las

porosidades llenas de gas, y por lo tanto reduciría el flujo de gas fuera del vertedero.

NA = - Da4/3(CAatm – CA ver) / L………………. (2.3)

Donde:

N A = Flujo gaseoso del compuesto A, g/cm2. s.



64

a = Porosidad del suelo cm3/cm3.

CAatm = Concentración del compuesto A en la superficie de cobertura del

Vertedero, g/cm3

CA ver = Concentración del compuesto A en el fondo del vertedero, g/cm3

D = Coeficiente de difusión.

L = Profundidad del vertedero, cm

Los valores típicos para el coeficiente de difusión del metano y del dióxido de carbono son

0,20 cm2/s y 0,13 cm2/s, respectivamente.

(b) Migración descendente del gas vertedero.

Finalmente por medios físicos, el dióxido de carbono, por su densidad, puede acumularse

en el fondo del vertedero. Si se utiliza un recubrimiento de suelo, el dióxido de carbono

puede moverse desde allí hacia abajo, principalmente mediante la difusión a través del

recubrimiento hasta que llega al agua subterránea. Hay que resaltar que se puede limitar el

movimiento de CO2 utilizando un recubrimiento (geomembrana).

El dióxido de carbono es fácilmente soluble en agua y puede reaccionar con ella para

formar ácido carbónico tal como se muestra en la siguiente ecuación.

CO2 + H2O H2CO3 ………… (2.4)

Esta reacción baja el pH, que más tarde puede incrementar la dureza y el contenido mineral

del agua subterránea mediante disolución.

2.3.4.4.7 Control de los gases de vertederos.

El gas de vertedero está compuesto de varios gases que están presentes en grandes

cantidades (gases principales) y de varios gases que están presentes en pequeñas cantidades

(oligogases). Los gases principales proceden de la descomposición de la fracción orgánica

de los RSU. Algunos de los oligogases, aún presentes en pequeñas cantidades, pueden ser

tóxicos y podrían presentar riesgos para la salud pública.



65

El control del biogás es un elemento esencial de las operaciones indicadas en un vertedero

controlado. Los gases migrarán a través de la subsuperficie debido a las variaciones en la

concentración y gradientes de presión. Los controles de migración de gas pueden incluir

una variedad de sistemas pasivos y activos como por ejemplo ventilación, fosas, paredes de

barrera, pozos de extracción al vacío, ventiladores, y columnas de combustión. La

instalación de estos sistemas, solos o en una serie de combinaciones, pueden controlar en

forma eficaz la migración de los gases de un vertedero. Las emisiones a la superficie de

gases también pueden controlarse mediante la instalación de materiales de cubierta

geosintética. La geomembrana actúa como barrera para evitar la migración del gas, además

de reducir la cantidad de precipitaciones que ingresan al vertedero. Ésta es una medida de

control sumamente eficaz, ya que la humedad en contacto con los residuos está

directamente relacionada con la formación de Biogás.

Los sistemas típicos para manejo y control de los gases de vertedero incluyen:

Pozos de extracción.

Tuberías de recogida y transmisión.

Instalación de antorchas para incineración.

(a) Control pasivo de los gases de vertedero.

Se controla el movimiento de los gases de vertedero para reducirlas emisiones atmosférica,

para minimizar la salida de emisiones olorosas, para minimizar la migración subsuperficial

del gas y para permitir la recuperación de energía a partir del gas metano.

Se puede lograr el control pasivo para los gases, proporcionando caminos de más alta

permeabilidad para guiar el recorrido del gas en la dirección deseada, por ejemplo una

zanja de grava puede servir para conducir el gas hasta un sistema de ventilación con

quemador.



66

(a.1) Ventilación para rebajar la presión/ quemadores en la cobertura del vertedero.

Uno de los métodos pasivos más comunes para controlar los gases del vertedero se basa en

el hecho que se puede reducir la migración lateral de los gases del vertedero disminuyendo

la presión del gas dentro de éste. Para este propósito, se instalan chimeneas a través de la

cobertura final, extendiéndose hacia abajo en la masa de residuos sólidos.

Si el metano, en el gas que está escapando está en concentración suficiente, se pueden

conectar varias chimeneas y equiparlas con un quemador de gas. La altura del quemador

puede variar de 3 a 6 metros por encima de la cobertura del vertedero. Estos no logran una

destrucción eficaz de los olores y de los COV.

(a.2) Zanjas perimetrales de intercepción.

Para interceptar el movimiento lateral de los gases del vertedero, puede utilizarse un

sistema de zanjas perimétricas, que consiste en zanjas llenas de grava que contienen

tuberías horizontales de plástico perforado, la cual esta conectada a chimeneas verticales a

través de las cuales el gas del vertedero que se acumula en el relleno del fondo de la zanja

puede dirigirse hacia la atmósfera. Para facilitar la recogida del gas de la zanja

frecuentemente se instala un recubrimiento de membrana en su pared hacia la parte exterior

del vertedero.

(a.3) Zanja Perimétrica barrera.

Las zanjas barreras normalmente se llenan con materiales relativamente impermeables,

como bentonita o pastas de arcilla. En este caso, la zanja se convierte en una barrera física

para el movimiento lateral subsuperficial. El gas de vertedero se separa de la cara interna de

la barrera con chimeneas para la extracción del gas o con zanjas llenas de grava. Sin

embargo, las zanjas pueden sufrir rotura por desecación, y por lo tanto se utilizan más

frecuentemente en proyectos para interceptar aguas subterráneas. La eficacia a largo plazo

de las zanjas de barrera para controlar la migración de los gases de vertedero es dudosa.



67

(a.4) Barreras impermeables dentro de los vertederos.

En los vertederos modernos, el movimiento de los gases del vertedero a través de las

formaciones adyacentes del suelo se controla, antes de comenzar las operaciones de relleno,

con la construcción de barreras de materiales que son más impermeables que el suelo.

Como los principales gases y los oligogases se difundirán a través de los recubrimientos de

arcilla, actualmente muchas agencias exigen el uso de geomembranas para limitar el

movimiento de los gases del vertedero.

(a.5) Uso de barreras absorbentes para oligogases dentro del vertedero.

En base a los resultados de los programas de muestreo llevados a cabo por la Junta de

California para la Gestión Integral de Residuos, es patente que los oligogases están

presentes en los vertederos en concentraciones muy variables, incluso cuando hay muy

poco transporte por convección de la mezcla del gas principal en forma de flujo. La

utilización de materiales absorbentes, tales como compost, puede retrasar la salida de

oligogases. De esta forma, los mecanismos de transformación bióticos y/o abióticos pueden

contar con más tiempo para degradar los olicompuestos absorbidos.

(b) Control activo del gas de vertedero con instalaciones perimétricas.

Se puede controlar el movimiento lateral del gas de vertedero mediante el uso de chimeneas

y zanjas perimétricas para la extracción del gas, creando un vacío parcial que origina un

gradiente de presión hacia la chimenea de extracción. El gas extraído se quema para

controlar las emisiones de metano y COV o se utiliza para producir energía.

(b.1) Chimeneas perimétricas para la extracción del gas y para el control de olores.

Normalmente las chimeneas perimétricas se utilizan en vertederos de RS de por lo menos

8m de profundidad, cuando la distancia entre el vertedero y la urbanización es

relativamente pequeña. Se trata de una serie de chimeneas verticales instaladas o bien

dentro del vertedero o a lo alargo de su borde o bien en la zona localizado entre el borde del

vertedero y el vallado del lugar.

Cada chimenea se conecta a un tubo recolector común que después esta conectado a un

compresor, que produce vacío (presión negativa) en el colector y en las chimeneas



68

individuales. Cuando se aplica el vacío, se crea una zona o radio de influencia que se

extiende a la masa de residuos sólidos alrededor de cada chimenea y dentro de la cual el gas

generado es aspirado hacia la chimenea. Normalmente se ventila o se quema el gas extraído

del vertedero, de una forma controlada, en la estación del compresor o se utiliza como

fuente de energía

El diseño de la chimenea de extracción consiste en una tubería de 10 a 16 cm colocada en

una perforación de 45 a 90 cm. Del tercio a la mitad inferior, la funda se perfora y se coloca

sobre un relleno de grava. El resto de la funda no se perfora y se coloca en un relleno de

tierra o de residuos sólidos. Se espacian las chimeneas para que sus zonas de influencia se

solapen. A diferencia de los pozos para agua, la zona de influencia para las chimeneas

verticales es esencialmente una esfera extendida en todas las direcciones a partir de la

chimenea de extracción. Por esta razón, se debe tener mucho cuidado para evitar una

sobrecarga en el sistema. Tasas de extracción excesivas pueden causar que el aire

procedente del suelo circundante se infiltre en la masa de residuos. Para prevenir la entrada

del aire, la tasa de flujo de gas para cada chimenea debe controlarse cuidadosamente. Para

esta finalidad se equipan las chimeneas con tomas para el muestreo del gas y otras

consideraciones, el espacio entre las chimeneas perimétricas varía de 8 a 16 m, aunque se

han utilizado distancias mayores.

(b.2) Chimeneas perimétricas con inyección de aire (sistema de cortina de aire).

Estas son una serie de chimeneas verticales instaladas en el suelo original entre los límites

del vertedero y las instalaciones que hay que proteger contra la intrusión del gas del

vertedero. Normalmente se instalan las chimeneas con inyección de aire cerca de vertederos

con profundidades de residuos sólidos de 7 m o más, en zonas de suelo inalterado entre el

vertedero y las propiedades potencialmente afectadas.

2.3.4.4.8 Composición, formación, movimiento y control del lixiviado en

vertederos.

Se puede definir el lixiviado como el líquido que se filtra a través de los residuos sólidos y

que extrae materiales disueltos o en suspensión. En la mayoría de los vertederos el lixiviado



69

esta formado por el liquido que entra en el vertedero desde fuentes externas ( drenaje

superficial, lluvia, aguas subterráneas, aguas de manantiales subterráneos), y en su caso y

el liquido producido por la descomposición de los residuos si los hay.

(a) Composición del lixiviado.

Al filtrarse el agua a través de los RS en descomposición, se lixivian materiales biológicos

y constituyentes químicos.

Parámetro Vertedero nuevo Vertedero Nuevo (típico) Vertedero maduro

DBO5 20000-30000 10000 100-200

COT 1500-20000 6000 80-160

DQO 3000-60000 18000 100-500

SST 200-2000 500 100-400

N Orgánico 10-800 200 80-120

N-NH4 10-800 200 80-120

Fósforo 5-100 30 5-10

Tabla 2.4: Constituyentes químicos para vertederos de diferentes edades

Fuente:Tchobanoglous,1996

La composición de los lixiviados variará mucho en función de la edad del vertedero y en la

fase en que se encuentre éste al momento del muestreo. Si se recoge una muestra de los

lixiviados durante la fase ácida de la descomposición, el pH será bajo y las concentraciones

de DBO, DQO y nutrientes serán más altas. Si se recoge una muestra durante la fase de

fermentación del metano el pH será bajo y las concentraciones de DQO, DBO y nutrientes

serán significativamente más bajas.

La biodegradabilidad del lixiviado variará con el tiempo. Se pueden supervisar los cambios

en la biodegradabilidad de los lixiviados mediante la relación DQO/DBO.



70

Dada la diversidad de las características del lixiviado, el diseño de los sistemas de

tratamiento de lixiviado es complicado, ya que una planta que debe tratar los lixiviados de

una planta nueva es muy diferente a la que debe tratar los lixiviados de un vertedero

antiguo. El problema de interpretación de los resultados analíticos es todavía mucho más

complicado, por el hecho que el lixiviado que está generándose en un momento dado es una

mezcla del lixiviado derivado de residuos sólidos de distintas edades.

Oligocompuestos.

La presencia de oligocompuestos en el lixiviado dependerá de la concentración de éstos en

la fase gas dentro del vertedero. Las concentraciones de gas pueden estimarse a partir de la

ley de Henry.

(b) Balance de aguas y generación del lixiviado en los vertederos.

El potencial de formación del lixiviado puede valorarse mediante la preparación de un

balance hidrológico del vertedero. El balance hidrológico implica la suma de todas las

cantidades de agua que entran en el vertedero y la sustracción de las cantidades de agua

consumidas en las reacciones químicas, así como la cantidad que sale en forma de vapor de

agua. La cantidad potencial del lixiviado es la cantidad de agua en exceso sobre la

capacidad de retención de humedad del material en el vertedero.

(b.1) Descripción de los componentes del balance de aguas para una celda de

vertedero.

Dentro de los componentes que conforman el balance de aguas para una celda de vertedero

se incluyen: el agua que entra en la celda desde arriba, la humedad de los residuos sólidos,

la humedad del material de cubrición y la humedad de los fangos, si se permite la

evacuación de fangos. Las principales salidas son: el agua que abandona el vertedero

formando parte del gas de vertedero (es decir, el agua utilizada para la formación de gas), el

vapor de agua saturado en el gas de vertedero y el lixiviado. Cada uno de estos

componentes se considera a continuación.



71

(b.1.1) Agua filtrada superiormente.

En la capa superior del vertedero, el agua que entra desde arriba procede de la precipitación

atmosférica que se ha filtrado a través del material de cobertura. En las capas por debajo de

la capa superior, el agua que entra desde arriba procede del agua que se ha filtrado a través

de los residuos sólidos situados sobre la capa en cuestión. Uno de los aspectos más críticos

en la preparación de un balance hidrológico para un vertedero es determinar la cantidad de

lluvia que realmente se filtra a través de la capa de cobertura del vertedero. Cuando no se

utiliza una geomembrana, se puede determinar la cantidad de lluvia que se filtra a través de

la cubrición del vertedero utilizando modelos tales como el de Evaluación Hidrológica del

Rendimiento del Vertedero (HELP).

(b.1.2) Agua aportada por los residuos sólidos.

El agua que entra al vertedero con los materiales residuales es tanto el agua intrínseca de

los residuos como la humedad que se ha absorbido de la atmósfera o de la lluvia (cuando

los contenedores de almacenamiento no están correctamente cerrados). En climas secos, se

puede perder algo de la humedad intrínseca contenida en los residuos por las condiciones

de almacenamiento. El contenido en humedad de los RSU domésticos y comerciales es

aproximadamente del 20%. Sin embargo, por la variabilidad del contenido en humedad

durante las estaciones húmedas y secas, puede ser necesario llevar a cabo una serie de

ensayos durante los períodos húmedos y secos.

(b.1.3) Agua aportada por el material de cubrición.

La cantidad de agua que entra con el material de cubrición dependerá del tipo y del origen

del material de cubrición y de la estación del año. La cantidad máxima de humedad que el

material de cubrición puede contener se define como capacidad de campo (CC) del

material, o sea, el líquido que queda en el espacio de los poros, sometido a la gravedad. Los

valores para suelos varían del 6 al 12 por 100 para arena, y del 23 al 31 por 100 para marga

arcillosa.



72

(b.1.4) Agua perdida inferiormente.

El agua que sale desde el fondo de la primera celda del vertedero se llama lixiviado. Como

se ha resaltado anteriormente, el agua que sale del fondo de la segunda y de las

subsiguentes celdas procede del agua que entra desde la celda superior a la celda en

cuestión. En los vertederos donde se utilizan sistemas intermedios para la recogida del

lixiviado, el agua que sale desde el fondo de la celda colocada directamente por encima del

sistema para la recogida del lixiviado intermedio también se llama lixiviado.

(c) Movimiento del lixiviado en vertederos sin aislamiento.

En condiciones normales, el lixiviado se encuentra en el fondo de los vertederos. Desde allí

su movimiento en vertederos sin aislamiento es hacia abajo a través del estrato inferior,

aunque también puede producirse algún movimiento lateral, según las características del

material circundante. Por la importancia que tiene la infiltración vertical en la

contaminación de aguas subterráneas, se trata más este tema en la exposición siguiente.

(c.1) Ley de Darcy.

(c.1.1) Estimación de la infiltración vertical del lixiviado.

Con respecto al movimiento del lixiviado hay 2 problemas de interés. El 1º es la velocidad

con que el lixiviado se filtra desde el fondo del vertedero hasta el agua subterránea en el

acuífero superficial. El 2º es la velocidad con que las aguas subterráneas procedentes del

acuífero superficial entran en el acuífero sobre lecho de roca. Estos problemas son tratados

en el análisis siguiente, pero el estudio de cómo se produce la mezcla del lixiviado con las

aguas subterráneas dentro del acuífero superficial va más allá del alcance del texto.

(c.1.2) Tiempo de penetración.

El tiempo de penetración, en años, que tardan los lixiviados en traspasar un recubrimiento

de arcilla de un espesor dado puede estimarse utilizando la siguiente situación:

T= d** 2 a / K(d+h)………… (2.5)



73

Donde:

t = tiempo de penetración, años

d = espesor del recubrimiento de arcilla

a = porosidad efectiva

K = coeficiente de permeabilidad, m/año

h = carga hidráulica, m

Los valores típicos de porosidad efectiva para arcillas con un coeficiente de permeabilidad

dentro del rango de 10-6 a 10-8 cm/ s variarán de 0,1 a 0,3 según el tipo de arcilla.

(c.2) Destino de los constituyentes de los lixiviados en la migración subsuperficial.

La inquietud principal en el movimiento de los lixiviados en el acuífero subsuperficial por

debajo de los vertederos, con y sin recubrimientos, es el destino de los constituyentes

encontrados en el lixiviado. Los mecanismos operativos para la reducción de los

constituyentes encontrados en el lixiviado mientras migra a través del suelo subsuperficial

incluyen: filtración mecánica, precipitación y coprecipitación, absorción (incluyendo

intercambios iónicos), intercambio gaseoso, disolución y dispersión, y actividad

microbiana. El destino de los metales pesados y de los oligoorgánicos, los dos

constituyentes de mayor interés, se argumenta en la siguiente exposición.

(c.2.1) Metales pesados.

En general, los metales pesados son removidos mediante reacciones de intercambio iónico

que se producen mientras los lixiviados viajan a través del suelo, los oligoorgánicos se

separan principalmente mediante absorción. La capacidad de un suelo para retener los

metales pesados encontrados en los lixiviados está en función de la capacidad de

intercambio de cationes que tiene el suelo. La captación y la pérdida de iones positivamente

cargados por un suelo se llama intercambio catiónico o básico. Se define el CIC total de un

suelo como el número de mili equivalentes (meq) de cationes que pueden absorber 100

gramos de suelo. El CIC de un suelo depende de la cantidad de materia coloide orgánica y

mineral presente en la matriz del suelo. Los valores típicos de CIC con un pH de 7 son de

100 a 200 meq/100g para coloides orgánicos, de 40 a 80 meq/100 g para arcillas 2:1



74

(minerales montmorillonitas), y de 4 a 20 meq/100 g para arcillas 1:1 (minerales

caolinitas). Los valores de CIC presentados están afectados por el pH de la disolución; caen

hasta en un 10% de los valores dados para un pH igual a 4. Como ya se ha resaltado, la

presencia de dióxido de carbono en el fondo del vertedero tenderá a bajar el pH de los

lixiviados.

(c.2.2) Oligoorgánicos.

La absorción es el método más común por el que se separan los constituyentes orgánicos

presentes en los lixiviados mientras estos últimos se mueven a través de un medio poroso.

Si se desprecia la dispersión hidrodinámica, el balance de masas para un contaminante

sometido a absorción en un acuífero de agua subterránea se obtiene por la siguiente

fórmula:

S/t Pb/a + C/t = - Vz C/Z………….. (2.6)

Donde:

S = masa del soluto absorbido por unidad de masa de suelo seco, g/g

Pb = densidad bruta del suelo, g/m3

a = porosidad

C = concentración del contaminante en fase líquida, g/m3

Vz = velocidad media del fluído en la dirección Z, m/s.

La masa del material absorbido por unidad de masa de suelo seco está relacionada con la

concentración del contaminante en la fase líquida y con el coeficiente de distribución del

suelo, tal como se describe en la siguiente ecuación:

S = Ksd · C………. (2.7)

Donde:

Ksd = Coeficiente de distribución del suelo, m3/g



75

(d) Control en la lixiviación en vertederos.

Mientras el lixiviado se filtra a través del estrato inferior, se separan muchos de los

constituyentes químicos y biológicos originalmente contenidos en él, mediante la acción

filtrante y absorbente del material que compone el estrato. Por lo general, la amplitud de

esta acción depende de las características del suelo, especialmente del contenido en arcilla.

Por el riesgo potencial que implica el permitir que se filtre el lixiviado hasta el agua

subterránea, la mejor práctica exige su eliminación o contención.

Actualmente se utilizan por lo general materiales aislantes, para limitar o eliminar el

movimiento del lixiviado y de los gases del vertedero fuera de la zona de éste; el uso de

arcilla como material de aislamiento ha sido el método más utilizado para reducir o

eliminar la filtración del lixiviado fuera de los vertederos. La arcilla es factible por su

facilidad para absorber y retener muchos de los constituyentes químicos encontrados en el

lixiviado, y por su resistencia al flujo del lixiviado.

(d) Sistema de recubrimientos para RSU.

El objetivo en el diseño de aislamientos para vertederos es minimizar la filtración del

lixiviado en los suelos subsuperficiales por debajo del vertedero y eliminar, así, la

contaminación potencial de las aguas subterráneas. Se han desarrollado varios diseños de

aislamiento para minimizar el movimiento del lixiviado en la subsuperficie por debajo del

vertedero. En los diseños multilaminados cada una de las capas tiene una función

específica. Por ejemplo la capa de arcilla y la geomembrana sirven como una barrera mixta

para el movimiento del lixiviado y del gas del vertedero. La capa de arena o grava sirve

como capa de recogida y drenaje del lixiviado generado dentro del vertedero. La capa

geotextil se utiliza para minimizar la mezcla de las capas del suelo con las capas de arena o

grava.



76

Figura 2.11: Corte transversal de un relleno sanitario.

(f) Sistemas para la recogida de lixiviados.

El diseño de un sistema para la recogida de lixiviados implica: 1) la selección del sistema

que se va a utilizar, 2) el desarrollo de un plan gradual que incluya la puesta en obra de los

canales para el drenaje y para la recogida del lixiviado y tuberías para canalizar el lixiviado,

3) el trazado y diseño de instalaciones para canalizar, reconocer y almacenar el lixiviado.

(f.1) Selección del sistema de aislamiento.

El sistema seleccionado dependerá en gran parte de la geología local y de los requisitos

ambientales de la zona del vertedero. Por ejemplo, en localizaciones donde no hay aguas

subterráneas quizás sea suficiente un aislamiento sencillo con arcilla compacta. En lugares

donde se debe controlar la migración del lixiviado y del gas, será necesario un aislamiento

mixto de arcilla y geomembrana, con una capa apropiada de drenaje y de protección del

suelo.



77

(f.2)Diseño de las instalaciones para la recogida de lixiviados.

Se han utilizado varios diseños para separar el lixiviado dentro de los vertederos. A

continuación se hace una exposición sobre los diseños de terraza inclinada y de fondo con

tubos.

(f.2.1) Terrazas inclinadas.

Para evitar la acumulación del lixiviado en el fondo de un vertedero, esta zona se gradúa en

una serie de terrazas inclinadas. Las terrazas son construidas para que el lixiviado que se

acumula en la superficie de éstas drene hasta los canales de recogida del lixiviado. Se

utiliza una tubería perforada colocada en cada canal para transportar el lixiviado recogido

hasta una localización central, a partir de la cual se separa para su tratamiento o para su

reaplicación sobre la superficie del vertedero.

(f.2.2) Fondos con tuberías.

La zona del fondo se divide en una serie de tiras rectangulares con barreras de arcilla

colocadas a distancias apropiadas. El espaciamiento de la barrera se corresponde con una

celda del vertedero. Se procede a colocar la tubería para la recogida del lixiviado,

longitudinalmente encima de la geomembrana. Los tubos para la recogida del lixiviado son

de 10 cm y tienen perforaciones cortadas con láser, similares a un colador, sobre la mitad

de la circunferencia.

2.3.4.4.9 Gestión del lixiviado.

El agua que entra en el vertedero, que no se consume y que no sale como vapor de agua,

puede mantenerse en el vertedero o puede aparecer como lixiviado. El material residual y el

material de cobertura, ambos, son capaces de retener agua. La cantidad de agua que se

puede tener en contra de la gravedad, se denomina Capacidad de Campo.

La cantidad potencial de lixiviado es la cantidad de humedad dentro del vertedero por

encima de la capacidad de campo del vertedero. La capacidad de campo varía con el peso

de sobrecarga.



78

Para determinar si se formará lixiviado, se compara la capacidad de campo del vertedero

con la cantidad de agua presente. Si la capacidad de campo es menor que la cantidad de

agua presente se formará lixiviado.

(a) Alternativas de gestión de lixiviados.

La gestión de lixiviados es clave para la eliminación del potencial que tiene un vertedero

para contaminar acuíferos subterráneos. Se han utilizado varias alternativas para gestionar

el lixiviado recogido de los vertederos, incluyendo: 1) reciclaje de lixiviado, 2) evaporación

del lixiviado, 3) tratamiento seguido por evacuación, y 4) descarga a los sistemas

municipales para la recogida de aguas residuales.

A continuación se detallan estas alternativas.

1) Reciclaje de lixiviados.

Un método efectivo para el tratamiento de lixiviados, consiste en recogerlos y recircularlos

en el vertedero, con lo cual se diluyen y atenúan los compuestos producidos por la actividad

biológica, y por otras reacciones químicas y físicas que se producen dentro del vertedero.

Un beneficio extra del reciclaje de los lixiviados es la recuperación del gas de vertedero que

contiene CH4. Para evitar la emisión incontrolada de gases del vertedero se debería equipar

a éste con un sistema de recuperación de gases.

2) Evaporación de Lixiviados.

Uno de los sistemas más simples para la gestión de lixiviados implica el uso de estanques

cubiertos para la evaporación de lixiviados. El lixiviado que no se evapora se riega por

encima de las porciones completadas del vertedero. Se evacua el lixiviado acumulado

mediante la evaporación durante los meses cálidos del verano, destapando la instalación de

almacenamiento y regando el lixiviado sobre las superficies llenas del vertedero. Durante el

verano, cuando se destape el estanque, puede ser necesaria una aireación superficial para

controlar los olores.



79

3) Tratamiento de lixiviados.

Cuando no se utiliza el reciclaje y la evaporación de los lixiviados y no es posible

evacuarlos a una instalación de tratamiento, será necesaria alguna forma de pretratamiento

o un tratamiento completo. Como las características de los lixiviados pueden variar, se han

utilizado diferentes opciones de tratamiento para los lixiviados. Algunos de los más

utilizados son: fangos activados, filtros percoladores, contactores biológicos rotatorios,

lagunas anaeróbicas, filtración, etc.

4) Descarga a una planta de tratamiento de aguas residuales.

Se utiliza en aquellas zonas donde el vertedero esta ubicado cerca de un sistema para la

recogida de aguas residuales o donde se puede utilizar una alcantarilla a presión para

conectar el sistema para la recogida del lixiviado a un sistema de recogida de aguas

urbanas.

En general ninguno de los sistemas de tratamiento señalados, permite por si solo el

tratamiento adecuado de los lixiviados, por lo tanto será necesario la aplicación de un

sistema integral de tratamiento en el cual el lixiviado pasa por un sistema de filtros, para a

continuación ser llevado a una lagunas aireada donde se añaden lodos de depuración de

aguas residuales urbanas, se airea el líquido en la laguna para reducir el contenido orgánico

y para controlar los olores. Después el líquido de la laguna se aplica a RSU triturados que

van a fermentarse para ser utilizados como material de cobertura intermedia en el vertedero.

Aplicando el lixiviado a los RSU triturados se proporciona humedad necesaria para el

compostaje óptimo y se reduce el volumen de lixiviado mediante evaporación. El efluente

se pasa a través de un filtro lento de arena y después se utiliza para el riego en el propio

vertedero.



80

REFERENCIAS BIBLIOGRAFICAS

Ahumada Carlos. “Evaluación de los Efectos de la Pluviometría en Pilas de

Compostaje de Residuos Sólidos”, Proyecto de Título de Ingeniería Civil,

Universidad del Bío-Bío. 2005.

Inostroza Hernán. “Estudio de la Generación y Transporte del Biogas en un Relleno

Sanitario”, Proyecto de Título de Ingeniería Civil, Universidad del Bío-Bío. 2005.

INTEC-CHILE, “Manual de Compostaje”, Corporación de Investigación

Tecnológica de Chile, Santiago, Chile, 1999.

Metcalf & Eddy. “Ingeniería de Aguas Residuales, Tratamiento, Vertido y

Reutilización”, vol I y II, Editorial McGraw-Hill, 1995.

Olivares Cristian. “Caracterización de los Residuos Sólidos de la Comuna de

Concepción”, Proyecto de Título de Ingeniería Civil, Universidad del Bío-Bío. 2003

Tchobanoglous George. “Gestión Integral de Residuos Sólidos”, vol I y II, Editorial

McGraw-Hill, 1998.



81

EJERCICIOS PROPUESTOS

Ejercicio Nª 1:

Para el tratamiento de un lodo proveniente de una TAR, con un caudal de 190 m3/día, se

pretender diseñar un digestor aeróbico continuo. Para esto se tienen algunos datos de los

sólidos suspendidos obtenidos en un reactor discontinuo a 20° c.

Tiempo

aireación

VSS restantes (mg/L)

0 10000

1 7950

3 5550

5 4250

7 3570

9 3230

11 3050

13 2455

18 2850

22 2850

Calcular el volumen del digestor aeróbico continuo, para que reduzca en un 80% los SSV

biodegradables, para condiciones de invierno cuando la temperatura es de 16°C y en verano

con una temperatura de 30°C.

Solución:

Q0 Q0 SSVe Kd*V*SSVdigestor

V SSV digestor



82

SSVe = SSVdigestor

Si realizamos un balance de materia, tenemos:

Reordenando la expresión:

Esta última expresión es la ecuación que rige un digestor aeróbico continuo:

Como los datos entregados referente a los sólidos suspendidos volátiles, corresponden a un

reactor discontinuo, será necesario saber cual es la función que la rige.

En un reactor discontinuo, no hay una entrada continua de sólidos suspendidos, si no que es

de una sola vez, por lo que se produce una reducción durante el tiempo en que permanecen

en un cierto delta de tiempo, es decir:

Qo*SSVi = Kd*V*SSVe + Qo*SSVe Entrada Desaparecen Salen

Qo*SSVi - Qo*SSVe = Kd*V*SSVe

Q0*(SSVi - SSVe) = Kd*V*SSVe Q0*(SSVi - SSVe) = Kd*V*SSVe /Q0 SSVi - SSVe = (Kd*V*SSVe )/Q0 Donde: V/Q = TRH SSVi - SSVe = Kd*TRH*SSVe


dSSVdigestor = - Kd*SSV dt



83

Esta última ecuación es la que rige para reactores discontinuos.

Ahora que tenemos las ecuaciones que rigen los dos procesos, podemos utilizar los datos

entregados del reactor discontinuo.

Lo primero será graficar la reducción de los sólidos volátiles versus el tiempo de

permanencia.

Se puede observar que hay una porcentaje de los sólidos volátiles que no se degradan, esto

significan que no son biodegradables, o si lo son se degradan muy lentamente, pero los

llamaremos no biodegradables. Es decir:

SSV = SSV bio + SSV Nbio

Este número de sólidos no biodegradables es de 2850 mg/l.

La diferencia de sólidos que se degradan se pueden apreciar en el siguiente gráfico y que

corresponde a la diferencia de los sólidos restantes menos los sólidos no biodegradables

presentes en la muestra:

Tiempo v/s SSV

0

2000

4000

6000

8000

10000

0 5 10 15 20 25

Tiempo (dias)

SSV

(mg/

L)



84

Tiempo aireación SSV bio

0 7150

1 5100

3 2700

5 1400

7 720

9 380

11 200

13 0

Pero el diseño de nuestro digestor aeróbico continuo, es para digerir el 80% de los sólidos

suspendidos biodegradables por lo que el gráfico que realmente representa esta reducción

es el siguiente, teniendo en cuenta eso si, que los datos representados fueron obtenidos en

un reactor discontinuo:

Tiempo

aireación

80%

SSVbio

0 5720

1 4080

3 2160

5 1120

7 576

9 304

11 160

13 0

18 0

tiempo v/s SSVbiodegradables

010002000300040005000600070008000

0 2 4 6 8 10 12 14

tiempo (dias)

SSV

bio

(mg/

L)

SSVbio v/s Tiempo

y = 5689,5e-0,3253x

R2 = 1

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

0 2 4 6 8 10 12

tiempo (dias)

SSV

bio

(mg/

L)



85

Se puede obtener una ecuación que rige el digestor discontinuo:

Donde la constante endógena Kd es igual a 0.3253

Una de las observaciones que se pueden obtener, es que el digestor aeróbico continuo no

digerirá 4280 mg/l de sólidos suspendidos, los cuales corresponde a los no biodegradables y

al 20% de los biodegradables, que fueron exigidos por el mandante, como máximo a

digerir.

Por lo tanto, tenemos:

Luego si volvemos a la ecuación que rige el digestor aeróbico continuo, tenemos:

Pero esta contante endógena es la del digestor discontinuo y a 20°c, por lo que tendremos

que ver la equivalencia de esa constante a los 16°c y a los 30°c, mediante la siguiente

ecuación:

y = 5689,5e-0.3253x R2 = 1

SSVi = 10000 mg/LSSVe = 4280 mg/L SSVNB = 2850 mg/L

(SSVi – SSVNB) - (SSVe – SSVNB) = Kd*TRH*(SSVe - SSVNB)

(SSVi – SSVe)/(SSVe – SSVNB) = Kd*TRH

Kd ( t ) = Kd*( 1.05) t-20



86

Por lo que:

Por lo tanto si reemplazamos los valores anteriores tenemos que para:

t =16°C

t =30°C

Kd ( t° ) = 0.325*(1.05)16-20

Kd (16°C) = 0.267 d-1

Kd ( t° ) = 0.325*(1.05)30-20

Kd(30°C) = 0.529 d-1

(10000 – 4280)/(4280 – 2850) = 0.267*V/190

V = 2846 m3

TRH = 15 días

(10000 – 4280)/(4280 – 2850) = 0.529*V/190

V = 1437 m3

TRH = 7.6 días



87

Una pregunta extra que se puede hacer, es saber cual sería el TRH, de un reactor

discontinuo. Para ello utlizaremos la ecuación que rige el reactor:

Si despejamos t, mediante la aplicación de logaritmos tenemos:

Si ahora reemplazamos lo valores anteriores:

Para 16°C

Luego el tiempo:

Para 30°C

SSVdigestor = e-Kd t

SSVdigestor = e-Kd t SSVi - SSVe = e-Kd t LN(SSVi/SSVe) = kd * t LN(SSVi – SSVNB) = Kd * t (SSVe – SSVNB)

LN(SSVi – SSVNB) = Kd * t (SSVe – SSVNB)

LN(10000 – 2850) = 0.267 * t (4280 – 2850)

t = 6.02 días

LN(10000 – 2850) = 0.529 * t (4280 – 2850)



88

Se puede realizar un análisis de estos resultados:

Lo primero es observar que en el digestor continuo, se verifica que a medida que se

desciende en la temperatura de operación, se necesita mas tiempo de permanencia

de los lodos.

La otra observación es que el tiempo de residencia hidráulico, para un digestor

discontinuo, es mucho menor, debido a que este tipo de reactores trabaja con una

gran concentración de sólidos suspendidos, debido a que no es continuo.

Ejercicio Nº 2:

En la comuna de Concepción, sector Los Lirios, se han comprado vehículos para la

recogida selectiva de basuras domésticas distribuyéndolas en 3 contenedores como sigue:

Contenedor A: papeles y cartones

Contenedor B: plásticos y vidrios

Contenedor C: materia orgánica

Para conocer las cantidades de cada tipo de residuo se realiza un muestreo en 8 puntos de la

población entregándose el promedio de los datos en la tabla adjunta.

La recogida se realiza 1 vez por semana. Se pide estimar la capacidad volumétrica

requerida para cada material.Suponer que el 80% del material reciclado será separado y que

el papel periódico representa el 20% del total del papel.

El porcentaje de viviendas en el proyecto es 60% lo que corresponde a 1200 viviendas con

un promedio de 3.5 residentes/vivienda, con una generación de basura por habitante de 1.73

kg/hab/día.

t = 3.04 días



89

Determinar el número de viajes requeridos semanalmente si el volumen del camión es de

12m3.

Tipo de Residuo Cantidad

kg

Densidad

kg/m3

R.S. Reciclables

kg

Volumen

m3

Orgánico

Restos de comida 8.0 288.3 - -

Papel y cartón 11.29 89.7 9.032 0.101

Materia orgánica 37.33 630 29.86 0.047

Textiles 1.8 65.7 - -

Goma 0.4 129.8 - -

Cuero 0.4 160.2 - -

Podas de jardín 17.3 107.3 - -

Madera 1.8 237.1 - -

Inorgánicos

Vidrios y plásticos 9.58 195.4 7.664 0.039

Hojalata 5.8 89.7 - -

Aluminio y metales 3.6 480.6 - -

Suciedad, cenizas 2.7 480.6 - -

Solución:

Calculamos la cantidad de residuos sólidos reciclados (columna3):

Papel=cantidad* %papel reciclado*%total de material reciclado

Papel=11.29*0.2*0.8=9.032 kg

y el volumen respectivo (columna 4):

Volumen=R.S.reciclados/densidad

Volumenpapel=9.032/89.7=0.101 m3

Luego, obtenemos la capacidad necesaria de cada contenedor:



90

Contenedor A: papeles y cartones = 0.101m3

Contenedor B: plásticos y vidrios = 0.047m3

Contenedor C: materia orgánica = 0.039m3

Volumen total = 0.101m3+0.047m3+0.039m3=0.187 m3

El volumen en camión para cada tipo de desecho es:

V= (Volumenmaterial / volumen total material ) * capacidad camión

Vpapeles y cartones = (0.101/0.187)*12 = 6.48m3

Vplásticos y vidrios = (0.047/0.187)*12 = 3.02m3

Vmateria orgánica = (0.039/0.187)*12 = 2.50 m3

Total = 12m3

Cantidad de basura generada

Nº viviendas = 1200*0.6 = 720 viviendas

Nº personas por vivienda = 3.5 hab/viv

Nº habitantes = 720*3.5 = 2520 hab

Generación de basura = nº habitantes * tasa generación

Generación de basura = 2520 hab * 1.73 kg7hab/día = 4360 kg/día

= 30.520 kg/semana



91

Usando como base el contenedor A:

100 → 0.101m3

30.520 → x Volumen recogidopapeles y cartones = 30.83m3/semana

Nº de viajes = Volumen recogidopapeles y cartones / Volumen total camión

Nº viajes = 30.83 / 6.48 = 4.76 viajes

Se puede realizar una verificación aplicando el procedimiento anterior a los otros

contenedores.

Ejercicio Nº 3:

En la tesis del señor Cristian Olivares se estudió la composición de los RSU de

Concepción, ciudad de 300.000 habitantes. El estudio arrojó la siguiente composición en

peso: papel y cartón 12%, materia orgánica 73%, vidrios y plásticos 11%, metal 4%. La

tasa aproximada de generación de desechos es de 1.2 (kg/hab./día) y se obtiene proyectado

reciclar un 40% de papel, un 90% de los metales y el total de los vidrios y plásticos. Tanto

los residuos orgánicos como los papeles y cartones poseen una densidad de 450 (Kg/m3) y

el metal una densidad de 1500 (Kg/m3). Los residuos se recogen martes, jueves y domingo.

Calcular la cantidad de camiones requeridos para satisfacer las necesidades proyectadas de

recogida si el volumen de almacenamiento por camión es de 6 (m3).

Solución:

Masa de residuos generados en 1 semana = 300000(hab)*1.2(Kg/(hab*dia)*7(días)

Masa de residuos generados en 1 semana = 2520000 (Kg)

Papael y cartón = 0.6*0.12*2520000 = 181440 (Kg)

Materia orgánica = 0.73*2520000 = 1839600 (Kg)

Metal = 0.1*0.042520000 = 10080 (Kg)



92

Volúmenes semanales de residuos generados:

Volumen de mat. Orgánica + papeles y cartones = (181440+1839600)/(450) = 4491.2 (m3)

Volumen de metales = 10080/1500 = 6.72 (m3)

Por lo tanto se tiene que el volumen semanal de residuos a retirar es de 4500 (m3).

Diariamente se generan 642.8 (m3), por lo que la condición más crítica se da en 3 días en

los cuales se generan 1928 (m3).

Finalmente el Nº de camiones queda determinado por:

Nº de camiones = 1928/6 = 322 (camiones).

Ejercicio Nº4:

Si un vertedero controlado se estableciera en una arcilla que posee 55% de porosidad con

una permeabilidad de 10-6 (cms/s) y de altura 7.5 (m). ¿Cuánto tiempo tardaría para que el

lixiviado se filtre a través del suelo hasta el nivel freático que se encuentra 1.5 (m) más

abajo, si se saturara de agua hasta la altura media del relleno?

Solución:

Aplicando la Ley de Darcy:

Q = K*S*A ………(i)

Donde S = (H/d) = 5.25/1.5 = 3.5

Por otro lado se tiene:

Q = n*A*v……. (ii)

Igualando (i) con (ii) se tiene:

v = K*S/n……. (iii)

Recordando que K = 10-6 (cms/s) = 31.55 (cms/año) y reemplazado en (iii):

v = 31.55*3.5/0.55 = 20081



93

Finalmente como:

t = d/v = 150 / 200.81 = 0.74 (años)

Ejercicio Nº 5:

Se tienen los siguientes datos de un vertedero:

Se construye el depósito para los RSU antes de que el vertedero entre en operación,

se inicia con la disposición desde la cota más baja de éste, el cual tiene una leve

pendiente ya que en la franja límite más baja se tiene un dren que recolecta los

lixiviados producidos.

Area del vertedero: 14500 (m2), días de explotación:300 (días)

Peso específico compactado de RSU: 620 (kg/m3)

Humedad inicial de los RSU: 20%

Altura del nivel: 5 (m), se tendrán hasta tres niveles, se completa un nivel en dos

años. Relación RSU/cubrición=7/1 en altura

Peso específico del suelo: 1700 (Kg/m3); humedad del suelo:15 % y su máxima

humedad alcanza un 20%

Factor Capacidad de Campo FC= 0.6- 0.55 *( W/(W+4536))

FC: fracción de agua en los residuos basado en peso seco

W: peso de sobrecarga calculado a una altura media de los residuos sólidos en Kg.

Pluviosidad= 80 (cm/año), producción de gas (m3/Kg)

Año Fracción de degradación de RSU (m3/kg)

1 0

2 0.059

Agua consumida para gas de vertedero: 0.15 (Kg/m3) de gas producido

Agua presente en el gas de vertedero: 0.02 (Kg/m3) de gas producido

Peso específico del gas de vertedero= 1.5 (Kg/m3)

Determinar para año 1 y 2:



94

(a) Masa del material de cubrición y de los RSU

(b) Masa seca de RSU

(c) Humedad de RSU

(d) Masa de la lluvia entrante

(e) Gas producido

(f) Masa de agua consumida en el gas producido

(g) Vapor de agua en gas de vertedero (Kg)

(h) Factor de capacidad de campo

(i) Masa de agua en RSU

(j) Cantidad de lixiviados producidos

(k) Determinar cantidad de agua en vertedero

(l) Masa total del vertedero

Solución:

Sea: y =altura de residuos

X= altura del material de cubrición

Luego se tiene: (x/y)=(1/7)……..(1)

x+y = 5………..(2)

De (1) y (2) se obtiene que x= 0.625 (m) e y = 4.375 (m)

Para el Año 1:

(a) Masa del material de cubrición = x*0.5 área*γsuelo

= 0.625*0.5*14500*1700 = 7703125 (Kg)

Masa de material de RSU= y* 0.5 área* γRSU comp= 4.375*0.5*14500*1700 = 19666 (ton)

(b) masa seca RSU = 19666(ton)*0.8 = 15733 (ton)

(c) masa agua RSU = masa RSU húmedos – masa RSU secos

masa de agua RSU = 19666 – 15733 = 3933 (ton)

(d) masa lluvia entrante = P* área = 0.8 * 0.5* 14500*1000(kg/m3) = 5800 (ton)

(e) gas producido =0

(f) masa agua consumida = 0



95

(g) vapor de agua en gas = 0

( h) W = (7703+(19666/2))/(14500/2) = 2,418 (ton)

FCC = 0.6 – 0.55 (2419/(2419+4536) = 0.41

CC = FCC *masa RSU seca = 0.41*15733 = 6450,53 (ton)

(i) masa de agua en RSU:

Capacidad de campo (CC) del material de cobertura: 20 %, de la cual se encuentra ocupada

un 15% y libre un 5%. Así se tiene una masa libre para absorber de:

Masa libre = 0.05*7703 = 385,15 (ton)

Masa agua que llega a RSU = 5800 – 385 = 5415 (ton)

(j) Como la masa de agua presente en RSU es: 0.2*19666= 3933 (ton) y su capacidad de

campo es 6450,53 (ton)

Quedan libre para absorber = 6450 – 3933= 2517 (ton) (masa de agua que puede absorber

el RSU) y recordando que el agua que llega al RSU es 5415 (ton), por lo tanto el sobrante

es lixiviado y corresponde a: 5415 – 2517= 2898 (ton)

(k) Cantidad de agua en vertedero = 6450 + 1540,6 = 7990 (ton)

(l) masa total del vertedero = masa material cubrición+ masa RSU

masa total vertedero = (7703+385)+(15733+6450) = 30271 (ton)



96

Para el año 2:

(e) Gas producido = F.B. * mat. RSU = 0.059 *(6450+15733)*1000 = 1308797 (m3)

masa de gas producida = 1308797*1.5 (Kg/m3) = 1963,19 (ton)

(f) masa de agua consumida en el gas producido:

masa agua = 13087978 * 0.15 = 196,32 (ton)

(g) vapor de agua en gas de vertedero:

masa vapor = 1308797 * 0.02 = 26175,94 (Kg)

(h) El factor de capacidad de campo para el año 2 es igual al del año 1.

Se recomienda al lector continuar con la resolución del problema de manera de

que practique y refuerce sus conceptos.

Libro Residuos Solidos

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