filtros_inundadoslixiviados_de_vertederos

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Uno de los mayores problemas
que condiciona la gestión de los ver-
tederos controlados, es la generación
de volúmenes de lixiviados con eleva-
das concentraciones de contamina-
ción. Los problemas de gestión de
estas instalaciones están ligados, en
muchos casos, a la falta de previsión
en la determinación de estos volúme-
nes, así como de la caracterización y
tratamiento de los lixiviados (Gómez
y Antigüedad, 1997).
La Directiva 31/99, relativa a la
eliminación de residuos en vertede-
ros, define lixiviado como cualquier
líquido que percola a través de los
residuos depositados y que sea
emitido o esté contenido en un ver-
tedero. Este líquido se pone en con-
tacto con los residuos depositados,
excediendo a través de ellos su capa-
cidad de absorción y aumentado su
concentración en contaminantes;
durante años, los vertederos, al care-
cer de sistemas adecuados de ges-
tión del lixiviado, han producido gra-
ves episodios de contaminación de
suelos, aguas superficiales y aguas
subterráneas.
La emisión de lixiviados de un ver-
tedero, y el posible impacto ambiental
de los mismos, está íntimamente liga-
da al tipo de residuos que se deposi-
tan en el vertedero, así como la tec-
nología utilizada en el mismo (Mikac
et al., 1998). Una de las característi-
cas de los lixiviados es la fluctuación,
tanto en cantidad producida, como en
la composición de los mismos, algo
que dificulta su tratamiento (Domín-
guez, 2.000). 
La composición del lixiviado
depende principalmente de la edad
del vertedero y del tipo de basuras
que alberga; en la Tabla 1 se muestra
las concentraciones típicas represen-
tativas. La cantidad de lixiviado se
puede calcular mediante un balance
hídrico, en el que se consideran los
valores medios anuales de diferentes
parámetros como precipitaciones,
pérdidas por evapotranspiración y
escorrentía, así como el agua reteni-
da en el suelo saturado y los recha-
zos (Quasim y Chiang, 1994); otros
autores incluyen factores como la
descomposición del residuo deposita-
do y las condiciones de la superficie
del vertedero (Parra, 1999).
Introducción
Utilización de filtros inundados en el 
tratamiento de lixiviados procedentes 
de vertederos de residuos sólidos urbanos
A. Matarán, A. Ramos, B. Moreno y M. Zamorano
Área de Tecnologías del Medio Ambiente
Departamento de Ingeniería Civil. Universidad de Granada
The leachate generated from landfill
sites are highly contaminated with a
wide range of chemical contaminants
and also show a characteristic change
in their composition as the age. As a
result of the high concentration of
contaminants present in a leachate they
represent a major environmental
hazard if not properly treated prior to
discharge to a watercourse. A wide
range of treatment options have been
utilised for treating a leachate with
varying degrees of success. Biological
biofilters process was used to treat
urban waste landfill leachate with
typical characteristics. Aerobic and
anaerobic system could be used to
treat leachate landfill with biological
filters and this is the objective of this
research that have used two laboratory
scale plants. Results show as this
treatment could be an alternative to
other treatment with C.O.D and
suspended solids removal that depend
of hidraulic loading rate and aerobic or
anaerobic system. 
Summary
TTrraattaammiieennttoo ddee lliixxiivviiaaddooss
Figura 1. Balsa para recogida de lixiviados. 
Planta de recuperación y compostaje 
de Vélez de Benaudalla (Granada). 
Fuente: Diputación de Granada
El alto poder contaminante de los
lixiviados hace necesario un tratamien-
to adecuado, previo a su destino final.
Este tratamiento dependerá del origen,
composición y producción del lixiviado,
mientras que la disposición final variará
de acuerdo con el tratamiento recibido,
como: vertido a aguas superficiales,
descarga en estaciones depuradoras
de aguas residuales, descarga sobre
pilas de compostaje o descarga sobre
el propio vertedero (Club de residuos,
2000).
Existen numerosos problemas rela-
cionados con el tratamiento de los lixi-
viados, derivados de su alto poder con-
taminante, las diferencias entre los
lixiviados de distintos vertederos y fluc-
tuaciones en cantidad y calidad del lixi-
viado en un mismo vertedero, depen-
diendo de los factores antes indicados.
No existe, por tanto, un sistema
de tratamiento exclusivo para el lixivia-
do. Por el contrario, se proponen nor-
malmente numerosos métodos de tra-
tamiento, que normalmente se
combinan, y que se resumen en la
Tabla 2.
Tradicionalmente, el sistema que
más se ha utilizado hasta la actualidad
es la recirculación del lixiviado al propio
vertedero, que se convierte en un
gigantesco digestor anaerobio para el
tratamiento de los lixiviados. Este siste-
ma aporta importantes ventajas entre
las que se destacan la reducción del
tiempo necesario para la estabilización
del vertedero, la reducción del volumen
de lixiviados por evaporación y la
reducción de los costes finales de tra-
tamiento (Pohland y Kim, 1999). Los
inconvenientes más importantes que
presenta este sistema son: el alto coste
de mantenimiento de los sistemas de
recirculación de lixiviados, emisión de
olores en las balsas de almacenamien-
to, producción de insectos y diseño de
sistemas de recogida de lixiviados para
cargas hidráulicas más altas. 
La depuración conjunta con las
aguas residuales urbanas, siempre que
los sistemas utilizados sean compati-
bles con el tratamiento de los lixiviados,
presenta problemas de funcionamiento
relacionados con este tratamiento,
como la producción importante de sóli-
dos, corrosiones, reducción de la sedi-
mentabilidad del fango, etc.; a todo
esto se deberá añadir el coste del
transporte en cubas del lixiviado, supe-
rior a 16,83 euros/m3 (Martínez et al.,
2001).
Los tratamientos físico-químicos
aplicados a los lixiviados se caracteri-
zan por una serie de ventajas como:
rápida puesta en marcha, fácil automa-
tización, simplicidad de equipamiento y
materiales y menor sensibilidad a cam-
TTrraattaammiieennttoo ddee lliixxiivviiaaddooss
bios de temperatura (Domínguez,
2000); las desventajas fundamentales
de estos sistemas son la producción de
fangos y los altos costes de operación.
Entre estos sistemas existen experien-
cias diversas aplicadas al tratamiento
de lixiviados como la precipitación quí-
mica, que permite, fundamentalmente,
eliminar metales pesados y sólidos en
suspensión (Quasim y Chiang, 1994);
la oxidación química se ha utilizado
para la destrucción de cianuros, feno-
les y otros contaminantes orgánicos
(Club de residuos, 2000; Steense,
1997); el carbón activo se aplica para la
adsorción de aquellos compuestos
orgánicos solubles que, por su carácter
refractario, no han sido eliminados
Tratamiento de los lixiviados Elementos
DQO
DBO5
Sólidos Totales
Nitrógeno Total
Alcalinidad (como CaCO3)
Sales disueltas (Cl, SO4)
Hierro
Plomo
Zinc
Ph
Tratamiento
Tratamientos generales
Tratamientos específicos
Tratamiento biológico
Precipitación química
Adsorción con carbón activo
Sedimentación
Flotación
Filtración
Oxidación química
Reducción química
Intercambio iónico
Membranas
Stripping
Oxidación húmeda
Contaminante a eliminar
Compuestos orgánicos biodegradables y nutrientes solubles
Metales solubles
Compuestos orgánicos solubles (tóxico y refractarios)
Sólidos suspendidos y precipitados químicos
Sólidos suspendidos y precipitados químicos
Sólidos suspendidos y precipitados químicos
Cianuros y compuestos orgánicos
Cromo hexavalente
Compuestos inorgánicos (fluoruros y SS totales)
Sólidos disueltos totales
Nitrógeno amoniacal
Compuestos orgánicos tóxicos o de alta concentración
Intervalos
1.000-3.000
200-20.000
2.000-5.000
20-1.000
200-5.000
200-3.000
50-800
1-10
25-250
5-8
Valor típico
10.000
6.000
3.000
200
400
500
100
2
50
6
Tabla 1. Características de lixiviados procedentes de vertederos de RSU (mg/l).
(Adaptada de Qasim y Chiang, 1994)
Tabla 2. Aplicaciones de los diferentes procesos de tratamiento de lixiviados. 
(Adaptada deBueno et al., 1995)
TTrraattaammiieennttoo ddee lliixxiivviiaaddooss
tes estimados de tratamiento entre 4,81
- 7,81 euros/m3, dependiendo del tipo
de lixiviado y el uso o no de un segun-
do paso de membranas. Este sistema
no ha resuelto el problema del trata-
miento del rechazo, así como la elimi-
nación de las membranas, ambos con
elevadas concentraciones de contami-
nación.
Finalmente, la utilización de diferen-
tes sistemas biológicos, aplicados al
tratamiento de lixiviados, presenta una
limitación importante, ya que estos
efluentes pueden contener elementos
tóxicos para los microorganismos. No
obstante, se han utilizado sistemas bio-
lógicos basados en procesos aerobios
como fangos activos, lechos bacteria-
nos, biodiscos, nitrificación/desnitrifica-
correctamente por métodos biológicos
(Domínguez, 2000); existen también
referencias en las que se han demos-
trado reducciones en el contenido de
nitrógeno utilizando carbón activo
(Horan et al., 1997); stripping por
vapor, indicado para separar el amonio
de los efluentes (Leonhard et al.,
1994), sistema utilizado a escala real
en el vertedero de Igorre (Bizkaia)
(Gutierrez y Ansoleaga, 1998); evapo-
ración mediante monodestilación
(Leonhard et al., 1994).
Los sistemas de filtración por mem-
brana se han utilizado también en el
tratamiento de lixiviados; existen refe-
rencias de su aplicación en estos
efluentes de la ósmosis inversa
(Domínguez, 2000), nanofiltración
(Quasim y Chiang, 1994), ultrafiltración
y microfiltración (Bueno et al., 1995).
Martínez et al. (2.001) han trabajado a
nivel de planta piloto, con capacidad de
tratamiento de 100 m3/día, que contaba
con distintos pretratamientos y tecnolo-
gías de membrana; concretamente el
tratamiento estaba compuesto por un
tratamiento físico-químico (coagula-
ción-floculación) con decantación
lamelar, filtración sobre sílex, filtración
sobre lecho mixto de sílex/antracita,
microfiltración, ultrafiltración, nanofiltra-
ción, ósmosis inversa, y desinfección
mediante radiación ultravioleta; los ren-
dimientos del sistema proporcionan un
efluente de gran calidad, con unos cos-
ción o lagunas aireadas, que han pro-
ducido resultados variables en reduc-
ción de DBO5, metales pesados, nitró-
geno, DQO y sólidos en suspensión
(Urase et al. 1997); existen también
numerosas referencias de la utilización
de tratamientos biológicos anaerobios
aplicados a los lixiviados (Pohland y
Kim, 1999; Cossu et al, 1995), que pre-
sentan ventajas como la capacidad de
soportar altas cargas contaminantes,
bajo coste energético, alta eficiencia en
la depuración y facilidad de control y
operación, aunque se observa en estos
sistemas una lentitud en la puesta en
marcha. Otras experiencias combinan
sistemas biológicos aerobios y anaero-
bios que permiten una nitrificación-des-
nitrificación (Parra, 1999). 
Dentro de los sistemas biológicos,
los sistemas de biopelícula se han
mostrado eficaces a la hora de tratar
efluentes contaminados de origen tanto
urbano como industrial (Fang y Zhou,
1999) adaptándose a condiciones des-
favorables para el desarrollo de la acti-
vidad biológica, como es el caso de la
alta salinidad (Park et al., 2001) o con-
taminantes como el fenol o los metales
pesados (Nkhalambayausi-Chirwa y
Wang, 2001). Esto nos lleva a proponer
un sistema de biopelícula fija para el
tratamiento de lixiviados procedentes
de vertederos de residuos sólidos urba-
nos, los cuales suelen presentar una
alta salinidad, así como alta concentra-
ción de materia orgánica y nitrógeno y
un amplio rango de contaminantes.
A finales del siglo pasado, ya se utili-
zaban los sistemas de biopelícula fija,
principalmente los lechos bacterianos, y
en el afán de mejorar estos sistemas, a
principios de los ochenta, se introduce en
Francia y Japón un nuevo sistema de
depuración denominado Filtro Sumergi-
do, sistema que hoy destaca por ser una
alternativa económica a los sistemas físi-
co-químicos y con posibilidad de reem-
plazar a los sistemas de fangos activos.
Las primeras aplicaciones industriales de
este sistema tuvieron lugar en los años
ochenta (Gilles, 1990; Rogalla et al,
1992, Horan et al., 1990).
Figura 2. Esquema de funcionamiento de un filtro sumergido
Filtros sumergidos
Tradicionalmente, 
el sistema que más 
se ha utilizado hasta 
la actualidad es la
recirculación del lixiviado 
al propio vertedero, 
que se convierte en 
un gigantesco digestor 
anaerobio para el
tratamiento de los lixiviados
TTrraattaammiieennttoo ddee lliixxiivviiaaddooss
Planta piloto a escala 
de laboratorio
Se prepararon dos plantas piloto a
escala de laboratorio constituidas por
una columna de vidrio (de altura 30 cm
y 6,5 cm de diámetro), en cuyo interior
se encontraba el relleno o material
soporte para la biopelícula; el lixiviado
bruto, sin tratamiento primario alguno,
entraba por la parte superior del lecho
y salía por la parte inferior, ya depura-
do. La alimentación del lixiviado se
realizaba gracias a una bomba peris-
táltica que impulsaba el líquido desde
un depósito de 50 litros de capacidad
hasta la columna filtrante; en el depó-
sito, el lixiviado se encontraba en
constante agitación para evitar la sedi-
mentación de los sólidos en suspen-
sión.
Una de las plantas piloto funcionó
sin oxígeno (anaerobia) y otra que fun-
cionó con oxígeno (aerobia), aportado
gracias al aire que atravesaba el mate-
de la Universidad de Granada, en el
año 1989. Desde entonces son varios
los trabajos llevados a cabo por el
grupo de Investigación Microbiología y
Técnicas Ambientales (MITA) profundi-
zando en el conocimiento de los lechos
inundados, tanto para aguas residua-
les, como para aguas de abastecimien-
to y vertidos industriales. En este senti-
do, y siguiendo las metas iniciadas
hace poco más de una década en la
citada Universidad, se pretende aplicar
el sistema de lechos inundados al tra-
tamiento de lixiviados procedentes de
vertederos de residuos sólidos urba-
nos.
Los filtros sumergidos consisten en
un material de relleno que actúa como
soporte de la biopelícula, pero que a
diferencia de los otros, el material de
relleno está inmóvil y completamente
sumergido en el agua que se va a tra-
tar, de manera que la biopelícula se
encargará de la depuración, y además
el relleno actuará como filtro (Zamora-
no et al., 1995). En la Figura 2, se
representa un esquema de funciona-
miento de este tipo de plantas.
Las ventajas que pueden indicarse
en estos sistemas, frente a los proce-
sos convencionales, son las siguien-
tes: no requieren decantación secun-
daria, posee una capacidad de
depuración entre 3 y 4 veces superior
a los fangos activos, son fáciles de
cubrir, lo que supone una minimiza-
ción del impacto ambiental, permiten
la construcción de montajes modula-
res sencillos, fácil automatización,
sencillez en la explotación y manteni-
miento y operación estable en el tiem-
po (Zamorano, 1996; Osorio, 1998;
Pujol et al., 1994). Por otro lado, la
principal desventaja que presentan
estos sistemas son los atascamientos
como consecuencia del crecimiento
progresivo de la biopelícula y por los
sólidos retenidos; esto obliga al esta-
blecimiento de ciclos de lavados del
sistema.
La investigación en este campo se
inició en la Cátedra de Ingeniería Sani-
taria y Ambiental de la E.T.S de Inge-
nieros de Caminos, Canales y Puertos
Aplicación de los filtros inundados a lixiviados
procedentes de un vertedero de residuos sólidos urbanos
Figura 3. Plantas piloto. Detalle de la columna anaerobia
PROPIEDAD
Densidad relativa aparente
Densidad relativa real
Densidad saturada
Absorción
Tamaño
Permeabilidad
Peso específico
VALOR
1,78 (g/cm3)
2,18 (g/cm3)
2,37 (g/cm3)
10,16 (%)
de 2 a 7 (mm)
0,666 (cm/sg)
2,11 (g/cm3)
Tabla 3. Características del material de relleno cerámico (Adaptada de Osorio, 1998)
Figura 4. Material cerámico utilizado 
como soporte
La investigación 
en este campo se inició 
en la Cátedra de Ingeniería
Sanitaria y Ambiental 
de la E.T.S de Ingenieros 
de Caminos, Canales 
y Puertos de la 
Universidad de Granada, 
enel año 1989
rial de relleno en contra-corriente. El
aire se ha introducido por la parte infe-
rior del lecho (por encima de la entrada
del lixiviado) mediante un compresor.
El material de relleno, soporte para
la biopelícula microbiana, es de carác-
ter cerámico. Procede de la fase de
machaqueo del reciclado de una
industria cerámica, Cerámicas Siles
(Jun. Provincia de Granada). Dicho
material cerámico posee una microes-
tructura porosa que impide la satura-
ción del material. En la Tabla 3 se
recogen sus características principales
y, en la Figura 4, se puede apreciar el
aspecto de este material.
Métodos analíticos
Los parámetros analizados, tanto
en el influente como en el efluente, fue-
ron: demanda química de oxígeno
(D.Q.O), sólidos en suspensión, nitró-
geno total, pH y conductividad, siguien-
do los métodos del Standard Methods
(APHA, 1992).
Caracterización
del lixiviado utilizado
El lixiviado utilizado en este trabajo
procede de una de las balsas que reco-
gen y almacenan el efluente proceden-
te del vertedero de rechazo de la PRC
de la Loma de Manzanares (Alhendín,
Granada). A este vertedero llegan los
rechazos de la Planta de Recuperación
y Compostaje. Los residuos que se
depositan en el vertedero son someti-
dos a sucesivas compactaciones, por
lo que se puede considerar un depósi-
to de alta densidad.
El lixiviado analizado se puede defi-
nir como el procedente de un vertedero
“joven”, tal y como indican los paráme-
tros medios obtenidos en su caracteri-
zación: D.Q.O 17.045 ± 1.045 mg O2/l,
Nt 976 ± 15 mg/l, pH 7.87 ± 0.26, con-
ductividad 14’84 ± 3’79 s/cm, sólidos en
suspensión 676 ± 97 mg/l y sólidos
totales 21 ± 2 g/l.
Resultados. Análisis y discusión
El tratamiento de este tipo de
efluentes puede plantearse aplicando
procesos con filtros inundados, airea-
dos o anóxicos, siendo este el objeto
del trabajo. 
En los estudios preliminares a
escala de laboratorio, se ha observa-
do como la efectividad del proceso
varía con respecto al tipo de trata-
miento, encontrando rendimientos
medios en torno al 12% en reducción
de D.Q.O para el proceso anóxico, no
influyendo la variación de la carga
hidráulica en la capacidad de reduc-
ción de D.Q.O.
TTrraattaammiieennttoo ddee lliixxiivviiaaddooss
Figura 5. Variación de la D.Q.O. (mg/l) en el efluente tratado a lo largo del tiempo en sistema aireado y
para diferentes valores de carga hidráulica: "�" 0.18 m3/m2/día, "ο" 0.35 m3/m2/día, "×" 0.53 m3/m2/día,
"∆" 0.7 m3/m2/día
Figura 6. Variación de la D.Q.O. (mg/l) en el efluente tratado a lo largo del tiempo en sistema anóxico 
y para diferentes valores de carga hidráulica: "�" 0.18 m3/m2/día, "ο" 0.35 m3/m2/día, "×" 0.53 
m3/m2/día, "∆" 0.7 m3/m2/día
Figura 7. Variación de los Sólidos en Suspensión (mg/L) en el efluente tratado a lo largo del tiempo 
en sistema aireado y para diferentes valores de carga hidráulica: "�" 0.18 m3/m2/día, "ο" 0.35 
m3/m2/día, "×" 0.53 m3/m2/día, "∆" 0.7 m3/m2/día
El proceso aireado se presenta
como más efectivo, alcanzando rendi-
mientos que van desde el 32 al 88%,
en eliminación de D.Q.O., dependiendo
de la carga hidráulica, que en éste caso
sí afecta al proceso, mostrándose más
efectivo a mayor tiempo de retención
hidráulica. La poca efectividad del pro-
ceso anaerobio puede deberse a la
mayor lentitud del proceso, para el que
se precisan mayores tiempos de reten-
ción hidráulica, así como a las caracte-
rísticas de los compuestos biodegrada-
bles presentes en el lixiviado.
En cuanto a la capacidad de elimi-
nación de sólidos en suspensión, la
efectividad del proceso es inversa al
caso de la D.Q.O., presentando rendi-
mientos medios en torno al 20% para el
proceso aireado sin apreciarse influen-
cia directa de la carga hidráulica y del
64% para el proceso anóxico para el
cual tampoco se aprecia influencia de
la carga hidráulica. Este comporta-
miento muestra la acción filtrante que
presentan los sistemas de biopelícula,
tipo filtros sumergidos. El menor rendi-
miento en eliminación de sólidos en
suspensión para el proceso aireado se
debe al diseño, y limitaciones, de las
plantas piloto a escala de laboratorio.
La capacidad de eliminación de
nitrógeno es semejante en ambos
casos, aunque ligeramente superior en
el sistema aireado, con rendimientos
medios en torno al 5%, valores típicos
de eliminación de nitrógeno por asimila-
ción. Este proceso se presentó fuerte-
mente influenciado por la carga hidráuli-
ca, no existiendo indicios de nitrificación
en el sistema aireado al no encontrarse
nitrato o nitrito en el efluente tratado.
El pH del influente, neutro ligera-
mente alcalino, es invariable en ambos
efluentes obtenidos al igual que la con-
ductividad que se mantiene con valores
elevados.
Los resultados obtenidos en este
trabajo ponen de manifiesto la idonei-
dad de los filtros sumergidos para tratar
los lixiviados procedentes de un verte-
TTrraattaammiieennttoo ddee lliixxiivviiaaddooss
Figura 8. Variación de los Sólidos en Suspensión (mg/L) en el efluente tratado a lo largo del tiempo en 
sistema anóxico y para diferentes valores de carga hidráulica: "�" 0.18 m3/m2/día, "ο" 0.35 
m3/m2/día, "×" 0.53 m3/m2/día, "∆" 0.7 m3/m2/día
Figura 9. Variación del Nitrógeno Total (mg N/L) en el efluente tratado a lo largo del tiempo en sistema 
aireado y para diferentes valores de carga hidráulica: "�" 0.18 m3/m2/día, "ο" 0.35 m3/m2/día, 
"×" 0.53 m3/m2/día, "∆" 0.7 m3/m2/día
Figura 10. Variación del Nitrógeno Total (mg N/L) en el efluente tratado a lo largo del tiempo en 
sistema anóxico y para diferentes valores de carga hidráulica: "�" 0.18 m3/m2/día, "ο" 0.35 
m3/m2/día, "×" 0.53 m3/m2/día, "∆" 0.7 m3/m2/día
El tratamiento 
de este tipo de efluentes 
puede plantearse 
aplicando procesos 
con filtros inundados,
aireados o anóxicos, 
siendo este el objeto 
del trabajo
Conclusiones
dero de residuos urbanos, siendo pre-
ciso desarrollar nuevos ensayos, a
escala semitécnica que permitan definir
los parámetros de funcionamiento así
como el grado de aplicación del siste-
ma. 
Atendiendo a la efectividad de cada
uno de los sistemas ensayados a la
hora de reducir la concentración de
sólidos en suspensión o materia orgá-
nica, así como a la necesidad de elimi-
nar el nitrógeno contenido, presente
mayoritariamente en forma de amonio,
parece adecuado una combinación de
los procesos anóxico y aireado, trabajo
que el grupo de investigación Microbio-
logía y Técnicas Ambientales (MITA)
de la Universidad de Granada ya tiene
puesto en marcha. 
Este trabajo ha sido realizado gra-
cias a la colaboración de la Empresa
Fomento de Construcciones y Contra-
tas, S.A, que en estos momentos es la
explotadora de las instalaciones rela-
cionadas con la gestión de los residuos
urbanos en la provincia de Granada.
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