simulación de un vertedero dentro de la evaluación de las

Transcripción

I Simposio Iberoamericano de Ingeniería de Residuos
Castellón, 23-24 de julio de 2008.
SIMULACIÓN DE UN VERTEDERO DENTRO DE LA EVALUACIÓN
DE LAS ALTERNATIVAS DE GESTIÓN DE RSU
López, A.*; Cobo, N.; Tejero, I. y Lobo A.
Grupo de Ingeniería Ambiental. Departamento de Ciencias y Técnicas del Agua y del Medio Ambiente.
Universidad de Cantabria.
Bulevar Ronda Rufino Peón nº 254, Tanos – Torrelavega, Cantabria, Spain.
Resumen
El lixiviado que se genera en el vertedero estudiado se trata actualmente en una depuradora
de aguas residuales urbanas cercana. El único requisito que tiene que cumplir el lixiviado
para poder verter en el colector municipal es que la concentración de nitrógeno amoniacal
no supere los 1.000 mg/L. Con objeto de analizar el impacto de varias alternativas de
gestión de los residuos de la región se llevó a cabo un estudio de simulación de la calidad
de los lixiviados del vertedero durante los años siguientes basado en la herramienta
MODUELO 2.
Aunque este programa de simulación incluye modelos de degradación de residuos muy
simplificados (el nitrógeno amoniacal se disuelve en el lixiviado siguiendo una hidrólisis de
primer orden y no se han tenido en cuenta fenómenos como la sorción), los resultados de la
simulación de las diferentes opciones proporcionaron una base para valorar las necesidades
de tratamiento de lixiviados que se dieran en el futuro. Según los resultados obtenidos, el
límite de concentración de amonio se superará en todas las opciones, algo que implicaría la
necesidad de nuevas alternativas de gestión del lixiviado. Este artículo describe las
simulaciones estudiadas, los resultados obtenidos y las conclusiones alcanzadas.
Palabras clave: vertedero, modelo, lixiviado, nitrógeno amoniacal.
1. Introducción
1.1 Problemática de la gestión de residuos en la provincia
Para gestionar los residuos sólidos urbanos (RSU) de esta región, situada en el sur de
Europa, se han diseñado varias estrategias como la construcción de nuevas plantas de
valorización de residuos y la clausura de cuatro vertederos de la zona que actualmente
están operativos. Se están considerando varias alternativas para eliminar estos residuos
hasta que se construyan las nuevas plantas. Algunas de ellas consideran la posibilidad de
aumentar la capacidad de uno de los vertederos (cuya clausura estaba prevista inicialmente
para el año 2008 con un volumen final de aproximadamente 205.000 m3), de prolongar su
vida útil durante cinco años y/o de desviar durante los próximos años otras corrientes de
RSU que actualmente se depositan en otros vertederos.
En la actualidad el lixiviado generado en este vertedero se vierte sin ningún tratamiento
previo a la red de alcantarillado municipal para ser tratado junto con las aguas residuales
urbanas en una estación depuradora de aguas residuales urbanas (EDARU). A cambio, el
fango producido en la EDARU se deposita en el vertedero.
Dada la proporción entre los caudales de las aguas residuales urbanas y los del lixiviado y
sus características, la entidad reguladora de la EDARU condiciona el permiso de descarga
del lixiviado en su concentración de nitrógeno amoniacal (N-NH4), que debe ser menor de
*
Correspondencia: [email protected]
1000 mg/L para evitar cualquier efecto perjudicial en el tratamiento biológico. Este requisito
se ha cumplido hasta ahora pero la evolución del parámetro clave así como el resto de
contaminantes es incierta dadas las diferentes opciones posibles.
Este artículo describe el estudio realizado para evaluar el impacto de las diferentes
alternativas de gestión de los residuos en las opciones de tratamiento del lixiviado del
vertedero. Para llevar a cabo este trabajo se utilizó el software de simulación MODUELO. A
continuación se presenta una breve revisión del problema que constituye el N-NH4 en los
vertederos. Después se describe el vertedero estudiado junto con las alternativas
consideradas y el modelo de simulación construido. Por último, se muestran los resultados
de la simulación, su análisis y discusión y las conclusiones obtenidas.
1.2 Nitrógeno amoniacal en vertederos
Las emisiones de nitrógeno en vertederos de RSU a lo largo del tiempo son muy difíciles de
predecir. En vertederos anaerobios, la mayoría del nitrógeno es liberado como componente
del lixiviado en forma de nitrógeno total Khjeldal (NTK). Stegmann y Ehrig [1] observaron
que el N-NH4 constituye la mayor parte del mismo (entre el 40 y el 80%).
El amonio que aparece en el lixiviado de los vertederos proviene principalmente de la rotura
de las proteínas presentes en el residuo. No hay caminos biológicos que degraden el N-NH4
en ambientes metanogénicos, predominantes en la mayoría de vertederos de RSU [2].
Aunque algunas publicaciones muestran una posible relación entre la concentración del NNH4 en el lixiviado y la fase de descomposición del residuo [3] se puede encontrar en la
literatura una gran variedad de rangos de concentración que no demuestran ninguna
tendencia con la edad del residuo o la fase de descomposición. Por otro lado, éste es uno
de los contaminantes más preocupantes durante la fase de post-clausura. Varios autores [4],
[2] sugieren que el N-NH4 es el problema de contaminación a largo plazo más importante en
vertederos de RSU que contribuye significativamente a la naturaleza tóxica del lixiviado.
La concentración de otros contaminantes que resultan de la degradación de la materia
orgánica, como la demanda química de oxígeno (DQO) o la demanda bioquímica de
oxígeno (DBO) se reducen con la edad del vertedero, como consecuencia de la combinación
del arrastre de los componentes orgánicos disueltos por el lixiviado y la formación del
biogás. Por el contrario, en el lixiviado aparecen grandes concentraciones de amonio (se
han presentado valores de hasta 5.000 mg/L [3]), que siguen aumentando con el paso de los
años. Este hecho condiciona frecuentemente el tratamiento del lixiviado, que en muchas
ocasiones requiere un tratamiento específico para reducir el contenido de amonio.
1.3 Descripción del programa de simulación utilizado.
Para simular la degradación de la materia orgánica en vertederos, los modelos más simples
y más generalizados, aplican cinéticas de diferentes órdenes en relación con la cantidad de
residuo depositado. Es bastante común, especialmente en los estudios de estimación del
potencial de biogás, la aplicación de reacciones de cinéticas de primer orden, donde la tasa
de generación de contaminantes depende directamente de la masa de la materia
degradable presente en el vertedero, de manera que la liberación del contaminante
disminuye con el tiempo. Estos modelos no son fiables en la simulación de las emisiones del
N-NH4 debido a la influencia que ejerce la lixiviación sobre ellas, por tanto, es preferible un
modelo más detallado que considere al menos los fenómenos hidrológicos y de
biodegradación.
Actualmente muchos grupos de investigación están desarrollando en todo el mundo algunos
algoritmos de simulación de vertederos que integran ambos fenómenos y otros procesos [5],
[6], [7], [8], [9]. MODUELO, creado en 1999 por el Grupo de Ingeniería Ambiental de la
Universidad de Cantabria (GIA), es uno de ellos. Para este estudio se eligió la segunda
versión, MODUELO 2 que ya había sido aplicado previamente en muchos vertederos [10],
[11].
La simulación con MODUELO está basada en una representación tridimensional del
vertedero, formado por capas compuestas por diferentes tipos de celdas que representan
distintos materiales (celdas terreno, celdas vertedero, celdas vertedero sellado, celdas suelo
y celdas drenaje). El programa estima el caudal y la calidad del lixiviado formado en el
vertedero así como el volumen de gas generado y su composición a lo largo del tiempo. La
segunda versión incluye un modelo hidrológico simplificado que asume una hidrología
saturada por encima de las capas de cobertura intermedias y un modelo de biodegradación
de tres etapas [12], que considera la hidrólisis, la acetogénesis y la gasificación (acetofílica e
hidrogenofílica), como reacciones de primer orden.
De acuerdo con el programa, el nitrógeno amoniacal se libera directamente de la matriz del
residuo en una celda modelo durante la hidrólisis, su relación es directamente proporcional a
la masa sólida restante. Por otra parte, la relación y cantidad de agua que se pone en
contacto con los materiales dependen de los fenómenos hidrológicos, que condiciona no
solo el proceso de disolución sino también la aparición de los contaminantes junto con el
lixiviado en el sistema de drenaje del vertedero.
2. El vertedero estudiado
2.1 Características generales e historia operativa
El vertedero está localizado en una región de clima oceánico donde la precipitación media
anual está por encima de 1.500 mm más intensamente en primavera. Las temperaturas
medias anuales están por encima de los 14ºC, siendo enero y febrero los meses más fríos.
La evapotranspiración potencial, calculada según la fórmula de Thornthwaite, está entre 700
y 800 mm al año.
El vertedero estudiado es, según la clasificación establecida en la Directiva Europea
1999/31/CE, un vertedero de residuos no peligrosos. Se construyó en 1987 usando un
meandro de un río y desde 1988 recibe residuos urbanos (recogidos como fracción no
reciclable, incluyendo orgánicos, limpieza de calles y residuos de EDARU), residuos
industriales voluminosos no peligrosos, escorias y arenas de fundición y residuos de
construcción y demolición (RCD). Desde 2001 los residuos que se vierten son los generados
por una población de aproximadamente 75.000 habitantes.
Está situado en una zona de suelo arcilloso en la que previamente se aisló el vaso con el
espesor de arcilla correspondiente y una geomembrana ocupando una superficie de 31.500
m2. Una capa de grava de 30 cm de espesor colocada en forma de espina de pez por
encima de unas tuberías transversales de 150mm de diámetro conectadas a un colector
principal de PE de 200 mm de diámetro situado en el fondo del vertedero a lo largo del eje
hidráulico facilita el flujo del lixiviado a través del sistema de drenaje (la figura 1 muestra un
esquema del sistema de drenaje). Actualmente los residuos municipales e inertes se vierten
juntos a lo largo de la superficie del vaso, en capas de unos 2,7 m de altura con 20 cm de
cobertura compuesta por escorias de fundición y arcilla. Se está utilizando un equipo
compactador de pata de cabra que consigue que los residuos alcancen una densidad en
vertedero de 1Tn/m3.
El sistema de drenaje superficial está compuesto por una canal perimetral que recoge la
escorrentía superficial de las montañas de alrededor. El canal puede desbordarse y permitir
que parte de la escorrentía se introduzca en el vertedero dependiendo de la intensidad de la
lluvia. Por otro lado, el agua que cae encima del vertedero se evacua únicamente a través
del sistema de recolección de lixiviados.
Figura 1. Esquema de la superficie inicial del vertedero.
2.2 Opciones consideradas
Para valorar las alternativas de vertido de residuo en este vertedero se han considerado las
siguientes opciones de acuerdo con la autoridad en Gestión de Residuos de la comunidad:
a. Opción 1: seguir recibiendo la cantidad de residuo que entra actualmente al vertedero.
Esta incluye los RSU de dos municipios y los RCDs, residuos industriales, escorias de
fundición y el fango de aguas residuales generados en uno de ellos. Esto implica
alrededor de 63.000 Tn al año hasta la fecha de clausura prevista en el proyecto inicial,
es decir final de 2008.
b. Opción 2: seguir recibiendo la misma cantidad de residuos actual hasta final de 2008
(63.000 Tn/año) y desde 2009 dejar de recibir el residuo generado en uno de los
municipios, llevándolo a otra instalación, reduciendo de esta manera la cantidad anual de
vertido en unas 20.000 Tn hasta completar su capacidad. El año de clausura se estima
en este caso para el año 2013.
c. Opción 3: aumentar la capacidad proyectada del vertedero y recibir la misma cantidad de
residuos al año actual hasta su clausura, estimada en el año 2013.
d. Opción 4: aumentar la capacidad prevista del vertedero de manera que a partir del año
2007 aumente la cantidad de residuos recibida en 120.000 Tn anuales y clausurarlo en
el año 2008.
Cada estrategia tendrá un impacto en la calidad del lixiviado que puede implicar el cambio
de las prácticas de gestión de lixiviado actuales, incluyendo la necesidad de una instalación
de tratamiento en el vertedero estudiado. Se asumió para todas las opciones una cobertura
final perfectamente impermeable y la no utilización de técnicas de remediación acelerada
como la recirculación de lixiviados.
3. Modelo del vertedero
3.1 Representación del vertedero en MODUELO
Las series meteorológicas utilizadas por el modelo (temperatura media diaria, insolación,
humedad relativa, velocidad del viento y precipitación horaria desde 2001) se recogieron de
la estación meteorológica más cercana ya que no hay registros de estos datos en el
vertedero.
La simulación de la biodegradación del residuo se basa en el peso de los diferentes
componentes que llegan al vertedero (residuos de comida, papel, cartón, etc.) La tabla 1
muestra la composición introducida en el modelo para el primer año de operación que se
calculó tomando como referencia los registros del vertedero, los resultados de la
caracterización de residuos municipales e industriales y la información sobre eficiencias de
reciclaje [13] [14].
Tabla 1. Composición del residuo en el año 2001 (incluye RSU, fangos de depuradora y residuos
voluminosos industriales) y contenido de humedad adoptado en el modelo (% en peso seco).
Material
Composición (%) Humedad
Material
Composición (%) Humedad
Papel
12,6
6
Goma-cuero
0,2
6
Cartón
4,2
5
Plástico
11,5
2
Comida
26,2
70
Vidrio
6,5
2
Textil
2,9
10
Metales
6,6
2
Madera
13,0
20
Bricks
1,4
2
Celulosa
5,4
20
Inertes
1,9
6
Residuos de
jardín
1,2
60
Otros (fangos de
depuradora)
6,2
80
Los datos disponibles permitieron modelizar los cambios de la composición a lo largo del
tiempo. Según los datos recopilados entre los años 2001 y 2005 se depositaron en el
vertedero 230.000 Tn de residuo húmedo.
Mientras que los datos de ese periodo son comunes para todas las opciones, la composición
del residuo durante los años siguientes varía de una opción a otra dependiendo de las
corrientes de residuos desviadas desde (o hacia) otras instalaciones al (o desde) vertedero
(ver tabla 2).
Tabla 2. Peso estimado (Tn) de cada tipo de residuo depositado desde 2006 hasta el año de clausura
del vertedero de cada opción.
RSU
Fangos de
depuradora
Residuos
voluminosos
RCD
Escorias de
fundición
Opción1
104.986
10.500
20.242
9.682
44.564
Opción 2
182.850
28.000
64.641
21.810
115.251
Opción 3
277.428
28.000
64.641
21.810
115.251
Opción 4
344.986
10.500
20.242
9.682
44.564
En cuanto al contenido de humedad, puesto que no había valores experimentales
disponibles del residuo vertido, se adoptaron valores basados en la literatura para cada
material [14] (ver tabla 1), lo mismo que en el caso de la composición química y
biodegradabilidad de cada componente del residuo [11]. Para la densidad específica de la
mezcla de RSU y fangos de depuradora, de RCDs, de residuos voluminosos industriales y
de escorias y arenas de fundición se adoptaron los siguientes valores; 1Tn/m3, 1,6Tn/m3,
0,6Tn/m3 y 1,85Tn/m3 (en peso húmedo) respectivamente, estas referencias están basadas
en datos específicos y bibliográficos [14].
Para modelizar el vaso se utilizó un mapa topográfico del año 1987 previamente digitalizado.
El modelo del vertedero se construyó con celdas de 10 x 10 m2 con una altura de 2,7m (2,5
metros de residuos y 0,2 metros de cobertura intermedia). Las celdas vertedero y vertedero
sellado se han utilizado en este modelo para representar la mezcla de residuos de RSU, con
fangos de depuradora y residuos industriales voluminosos, mientras que las celdas drenaje
tipo 1 y tipo 2 representan los RCDs y los residuos de fundición respectivamente. Todos se
distribuyeron a lo largo del vertedero de acuerdo con las costumbres operativas del mismo.
La tabla 3 muestra el número de diferentes tipos de celdas utilizadas para modelizar cada
opción.
Tabla 3. Distribución de celdas en cada opción simulada.
Tipo de celda
Opción 1
Opción 2
Opción 3
Opción 4
1.087
1.677
1.977
1.819
Vertedero sellado
295
317
349
365
Celda drenaje tipo 1
74
102
102
77
Celda drenaje tipo 2
142
242
211
109
Vertedero
3.2 Calibración
3.2.1 Datos disponibles
Puesto que, como muchas veces, no se efectuaron campañas específicas para construir el
modelo, la credibilidad de los resultados del mismo está limitada por la escasez y la pobreza
de la calidad de los datos disponibles.
A pesar de que disponemos de series de concentraciones de DQO y N-NH4 del lixiviado
desde 2002, correspondientes a muestras puntuales tomadas una vez al mes, el caudal
diario de lixiviados sólo se registró desde el año 2005.
El caudal se mide con un sistema de ultrasonidos en una sección de control situada en la
conexión de la tubería de recolección de los lixiviados con el sistema de recolección de
aguas residuales urbanas.
Aunque este sistema proporciona una estimación del volumen de agua que sale del
vertedero (de acuerdo con los registros entre mayo de 2005 y junio de 2006 el caudal medio
de lixiviado generado fue de 81 m3/ día con un máximo de 465 m3/día), la empresa no confía
en los valores absolutos registrados ya que se dan frecuentemente acumulaciones de
espumas y sedimentos que pueden falsear las medidas.
Las concentraciones medidas de N-NH4 están entre 149 y 1.260 mg/L (media 578 mg/L) y
las concentraciones de DQO medidas entre 147 y 5.370 mg/L (media 1.378 mg/L).
3.2.2 Modelo hidrológico
La tabla 4 presenta los valores de los parámetros hidrológicos utilizados en la simulación, la
mayoría de ellos se adoptaron de la literatura. Durante el proceso de calibración solamente
se variaron las conductividades hidráulicas en la celda (siempre dentro de los rangos de
referencia) para ajustar aproximadamente las series de caudal de lixiviado disponibles.
La figura 2 muestra el ajuste obtenido. Como se puede observar en la misma, a finales del
año 2005, los caudales registrados experimentaron un repentino aumento, esto fue debido a
la rotura de la lámina de impermeabilización provocada durante los trabajos de reparación
de un pozo de inspección de recolección de lixiviados. Por tanto, estos datos no se
consideraron para la calibración y no fue posible ninguna validación.
Tabla 4. Valores de los parámetros hidrológicos adoptados.
Modelo
Parámetro
EVAPORACIÓN
INFILTRACIÓN
Celda
Celda
vertedero
vertedero
sellado
Profundidad de evaporación (m)
94
fc Horton (mm/h)
10
0,1
–
–
fo Horton (mm/h)
76
0,1
–
–
4,14
4,14
–
–
fk Horton (h )
B (CCb) (% en peso seco)
30
2
C (CCc) (kg/m )
HIDROLÓGICO
Celda
drenaje
tipo 2
0,76
Capacidad de campo (%)
-1
CAPACIDAD
DE CAMPO
Celda
drenaje
tipo 1
30.000
Capacidad de campo (% peso seco)
47
47
5
3
Humedad de saturación (% peso seco)
105
105
10
20
Permeabilidad horizontal (m/s)
0,0006
0,0006
0,001
0,0002
Permeabilidad vertical cobertura (m/s)
0,0002
0,0002
0,001
0,0002
Permeabilidad vertical residuo (m/s)
0,0006
0,0006
–
–
3.2.3 Modelo de biodegradación
Una vez calibrado el modelo hidrológico se ajustaron los parámetros de biodegradación.
Primero se variaron las tasas de hidrólisis rápida e hidrólisis lenta (khr y khl) para ajustar las
series de N-NH4 medidas. Después se ajustaron las constantes de acetogénesis y
metanogénesis acetofílica y el factor de arrastre (kAC, kA y far, respectivamente) utilizando las
series de medida de DQO. Al no haber datos disponibles de generación y composición del
biogás, la tasa de metanogénesis hidrogenofílica (kH2) se estimó en valores obtenidos en
otros casos. De igual forma, el factor de accesibilidad de los microorganismos al residuo (fac)
fue fijado en 0,65. Los resultados paramétricos se muestran en la tabla 5.
Tabla 5. Parámetros de degradación adoptados.
Parámetro
Descripción
Valor adoptado
-1
Tasa de hidrólisis rápida
0,0003
-1
Tasa de hidrólisis lenta
0,00004
khr (d )
khl (d )
-1
Acetogénesis
0,1
-1
Tasa de metanogénesis hidrogenofílica
50
kA (d )
Tasa de metanogénesis acetofílica
0,1
far
Factor de arrastre
0,02
kAC (d )
kH2 (d )
-1
3. Resultados y discusión
La figura 3 muestra la evolución estimada del caudal de lixiviado y las concentraciones de NNH4 para las cuatro opciones simuladas junto con los valores medidos (la dispersión entre
los valores de concentración medidos y simulados en el periodo final de la serie de datos se
ha atribuido al accidente de la lámina de impermeabilización que provoca una dilución del
lixiviado debido a la entrada de agua limpia). Esto indica que, bajo la hipótesis de una
clausura perfecta, la cantidad resultante de lixiviado generado empieza a disminuir en todas
las simulaciones cuando el vertedero se cierra. Esta es una basta aproximación ya que las
capas de sellado siempre tienen algo de permeabilidad que permite la entrada externa de
agua.
Por otra parte, los modelos hidrológicos presentados en MODUELO 2, simulan el
movimiento del agua basándose en la ecuación de Darcy para condiciones saturadas. Esta
simplificación ha tenido buenos resultados en vertederos con contenidos de humedad altos
pero como el vertedero se seque, los fenómenos no saturados toman relevancia. En
condiciones insaturadas, el caudal sería inferior al simulado y así las emisiones de lixiviado
se prolongarían en el tiempo, así como las reacciones de biodegradación.
Figura 2. Simulación de caudal diario frente al lixiviado medido (incluye el periodo después del
accidente de la lámina de impermeabilización)
La tabla 6 resume los principales resultados del estudio, incluyendo el hipotético año final de
contaminación, el cual es la fecha en la que, según la suposición de cobertura final
completamente impermeable y las simplificaciones del modelo hidrológico, el caudal de
lixiviado llega a ser insignificante.
La opción 1, que tiene la menor cantidad de residuos y la clausura de vertedero más
próxima, producirá la menor carga contaminante, para el periodo de tiempo más corto
alcanzando las concentraciones más bajas.
Los resultados de las simulaciones en las opciones 2 y 3 señalan que las máximas
concentraciones de N-NH4 alcanzadas serían similares (entre 2.500 y 3.000 mg/L). Sin
embargo, la carga total de N-NH4 emitida, sería sensiblemente más alta en la opción 3
(10%), debido a la mayor cantidad de residuo vertido y al mayor volumen de lixiviado
generado (se ocuparía mayor superficie).
Figura 3. Resultados de caudal de lixiviado simulado y concentraciones simuladas y medidas de NNH4 obtenidos en la simulación de las 4 opciones
En la opción 4, que tiene la clausura de vertedero en la misma fecha que la opción 1 pero
con un 45% más de residuo, las concentraciones de N-NH4 son similares a las de la opción
1 (entre 1.500 y 2.000 mg/L), pero la carga contaminante emitida será aproximadamente el
doble que en la opción 1 y se alargará en el tiempo.
En cuanto a otros parámetros orgánicos contaminantes, la figura 4 muestra que las
concentraciones de DQO en el lixiviado permanecerían en aumento a lo largo del tiempo en
todas las opciones, alcanzando valores de simulación máximos de unos 3.000 mg/L (en la
opción 2), mientras que las concentraciones de DBO disminuirían con el tiempo (en la
opción 4 se obtuvieron valores más altos de 900 mg/L).
Tabla 5. Parámetros de degradación adoptados.
Parámetro
Descripción
Valor adoptado
-1
Tasa de hidrólisis rápida
0,0003
-1
Tasa de hidrólisis lenta
0,00004
khr (d )
khl (d )
-1
Acetogénesis
0,1
-1
Tasa de metanogénesis hidrogenofílica
50
kA (d )
Tasa de metanogénesis acetofílica
0,1
far
Factor de arrastre
0,02
kAC (d )
kH2 (d )
-1
4. Conclusiones
Los resultados muestran como, asumiendo una permeabilidad baja en la capa de sellado, un
aumento de la cantidad de residuo depositado en el vertedero acarrea caudales de lixiviado
mayores (y como consecuencia flujos contaminantes mayores) aunque las concentraciones
de amonio no experimentan un aumento significativo. Por otro lado, extender la vida útil del
vertedero implicará no sólo mayores volúmenes de lixiviado sino también concentraciones
de contaminantes más altas.
Tabla 6. Resumen de los resultados obtenidos para cada opción considerada
DATOS
Residuo depositado (Tn)
Año de clausura
Año hipotético del fin de la
contaminación
Caudal medio (m3/d)
Caudal máximo (m3/d) – año
Concentración media de N-NH4
(mg/L)
Máxima concentración de N-NH4
(mg/L) – año
Carga total de N-NH4 (kg)
Carga media de N-NH4 (kg/d)
Máxima carga mensual (kg/d) – año
Opción 1
Opción 2
Opción 3
Opción 4
511.850
734.600
829.000
751.840
2008
2013
2013
2008
2011
2018
2018
2011
40
40
40
50
130 - 2006
130 – 2008
130 – 2008
220 – 2008
860
1.520
1.290
910
1.810 – 2010
2.990 – 2017
2.440 – 2017
1.930 – 2010
97.910
274.240
300.680
167.900
30
50
60
50
120 – 2006
200 – 2012
200 – 2012
250 – 2008
Figura 4. Concentraciones de DQO y DBO obtenidas en la simulación de las 4 opciones
De acuerdo con las simulaciones el límite de concentración de amonio permitido en la
actualidad será superado en todas las opciones, incluso doblada en el mejor de los casos.
Sin embargo, el impacto de cada opción cambiaría si se adoptaran medidas de recuperación
como la recirculación de lixiviados controlada o la adición de líquidos en la masa de
residuos, en vez de simplemente sellar la superficie.
En cualquier caso, la concentración de contaminante en el lixiviado se podría rebajar
diluyendo el flujo con otras fuentes de agua del vertedero, como con el lixiviado poco
concentrado recogido en una antigua celda sellada sin lámina o con el agua de escorrentía
recogida en el vertedero. En realidad esto no mejoraría la calidad del lixiviado, ya que el flujo
contaminante permanecería igual sino que su concentración se reduciría hasta satisfacer la
condición de vertido a colector municipal. Por tanto el criterio de vertido para el vertedero
estudiado, basado únicamente en valores de concentración, tiene que ser cuestionado.
Por otro lado, en este estudio se ha utilizado un modelo bastante reducido. A la luz de series
históricas de nitrógeno amoniacal registradas en otros vertederos y los resultados de varios
autores [3], [2] podría aumentar la fiabilidad del estudio introduciendo algunas mejoras en el
modelo de degradación, como la adición de la sorción, la volatilización y otros fenómenos
que afectan al amonio.
4. Referencias
[1] Stegmann R. y Ehrig H. J. (1989). Leachate production and quality results of landfill
processes and operation. Proceedings Sardinia 89, 2nd International Landfill Symposium,
CISA publisher, Cagliari, pp. XXVIII-1 – XXVIII-16
[2] Barlaz M.A., Rooker A.P., Kjeldsen P., Gabr M.A. y Borden R.C. (2002) Critical evaluation
of factors required to terminate the postclosure monitoring period at solid waste landfills.
Environmental Science & Technology, 36 (16): 3457-3464.
[3] Berge N. D., Reinhart D.R. y Townsend T. (2005). The fate of nitrogen in bioreactor
landfills. Critical Reviews in Environmental Science & Technology, 35 (4): 365–399.
[4] Kjeldsen P., Barlaz, Morton A., Rooker, A.L., Baun, A., Ledin, A. y Christensen, T. H.
(2002). Present and long- term composition of MSW landfill leachate: a review. Critical
Reviews in Environmental Science & Technology, 32 (4): 297 – 336.
[5] Chanthikul S., Qasim S.R., Mukhopadhyay B. y Chiang W.W. (2004). Computer
simulation of leachate quality by recirculation in a sanitary landfill bioreactor. Journal of
Environmental Science & Health Part A Toxic Hazardous Substances and Environmental
Engineering, 39 (2): 493–505.
[6] Chenu D., Skhiri N., Bletzacker L. y Quintard (2005). Reactive transport in bioreactors:
development of a multiphase flow model. Proceedings Sardinia 2005, 10th International
Waste Management and Landfill Symposium. CISA publisher, Cagliari.
[7] White J., Robinson J. y Qingchao R. (2004). Modelling the biochemical degradation of
solid waste in landfills. Waste Management, 24 (3): 227-240.
[8] Demirekler, E.; Ünlü, K. y Rowe, R.K. (2004). Modelling leachate quality and quantity in
municipal solid waste landfills. Waste Management & Research, 22 (2): 78–92.
[9] Kindlein, J., Dinkler, D. y Ahrens, H. (2003). Verification and application of coupled
models for transport and reaction processes in sanitary landfills. Proceedings Sardinia 2003,
9th International Landfill Symposium, CISA publisher, Cagliari, Italy.
[10] Lobo A. y Tejero I. (2007a) MODUELO 2: a new version of an integrated simulation
model for municipal solid waste landfills. Environmental Modelling & Software, 22 (1): 59–72.
[11] Lobo A. y Tejero I. (2007b). Application of simulation models to the diagnosis of MSW
landfills: an example. Waste Management 27 (5): 691-703.
[12] Lobo A., Muñoz J. y Tejero I. (2004). Assessment of a new waste biodegradation model
for MODUELO. Waste Management and the Environment II. Wessex Institute of Technology,
U.K. pp. 419-428.
[13] Ayuntamiento de Madrid (2001) Residuos sólidos urbanos en el Municipio de Madrid.
http://www.mambiente.munimadrid.es/nuevo_residuos/2.2produccion.htm. (Consultado en
abril de 2006).
[14] Tchobanoglous G., Theisen H. and Vigil S. (1993). Integrated Solid Waste Management.
McGraw Hill, United States. ISBN 0-07-063237-5.

simulación de un vertedero dentro de la evaluación de las

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