Introducción Uso de Cenizas Volantes
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Estudio sobre la depuracin de los lixiviados de vertederos de RSU con cenizas volanteszeolitizadas. 4. Introduccin
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4. INTRODUCCIN.
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Estudio sobre la depuracin de los lixiviados de vertederos de RSU con cenizas volanteszeolitizadas. 4. Introduccin
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4.1 RESIDUOS DE LA COMBUSTIN DEL CARBN.
I. Cenizas volantes.
La primera norma Europea para materiales de construccin (EN450) define
las cenizas volantes como granos de polvo que se componen
principalmente de partculas vtreas esfricas, producidas durante la
combustin de carbn.
Las cenizas volantes estn constituidas fundamentalmente por partculas
vtreas, esfricas o redondeadas, de granulometra muy fina y con
composicin qumica muy similar a la de la materia mineral del carbn, de
la que procede. As pues, sus componentes principales son slice, almina,
xido frrico y cal, en diferentes proporciones segn su origen. Tambin se
encuentran en la ceniza partculas irregulares y angulosas, tanto minerales
como partculas de carbn inquemado (coque)
Segn la Norma de ASTM C618 (American Society for Testing and
Materials), existen principalmente dos tipos de cenizas volantes:
Clase C: Las cenizas volantes que se consideran en este grupo presentan
propiedades cementicias y puzolnicas, obtenidas de lignitos y carbones
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subbituminosos, y que deben tener un contenido mnimo de SiO2+ Al2O3+
Fe2O3del 50% y un mximo en cal del 20% para poder ser empleadas en
hormigones.
Clase F: Son las cenizas volantes normalmente obtenidas en la combustin
de antracitas y carbones bituminosos, con un contenido mnimo de SiO2+
Al2O3 + Fe2O3 del 70% en peso y presentan tambin propiedades
puzolnicas.
Especificaciones para las cenizas segn la Norma ASTM C 618 (Tab.
4.1.I.1)
Clase C Clase F
SiO2+Al2O3+Fe2O3 >50% >70%
CaO >10%
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II. Produccin de cenizas volantes.
La creciente demanda de energa elctrica ha creado la necesidad de
construccin de grandes centrales termoelctricas en donde el carbn es el
principal combustible utilizado.
Diariamente se generan cantidades considerables de cenizas volantes y
escoria debido al alto consumo de carbn y al contenido de materia mineral
del mismo. La combustin de 1 tm de carbn genera un promedio de 80 a
250 kg de residuos dependiendo del tipo de carbn.
La produccin de cenizas volantes de la combustin del carbn en
E.E.U.U. y Europa se estima en 88 y 55 millones de toneladas por ao
respectivamente (Bossart y Newman, 1995; ECOBA, 2001). De esta
produccin, una proporcin muy baja es reciclada (22% en E.E.U.U.Bossart y Newman 1995) y en promedio solo el 50% en la UE
presentndose grandes diferencias de un pas a otro. Espaa tiene una
produccin aproximada de 9 millones de toneladas de las cuales se recicla
aproximadamente un 63%. (Tab 4.1.II.1)
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Tab 4.1.II.1 Produccin y utilizacin de cenizas volantes por pases.
En funcin de la tecnologa de combustin del carbn empleada, podemos
distinguir entre los residuos generados en la combustin de lechofluidizado y los residuos originados a partir del carbn pulverizado que
son, en los que se va a centrar este trabajo.
Los residuos de la combustin en lecho fluidizado se caracterizan por el
contacto entre el combustible y las partculas no combustibles, que se
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mantiene en suspensin mediante un flujo ascendente del aire, a travs del
lecho. La principal ventaja de este sistema es que utiliza como partculas no
combustibles absorbentes del azufre como la caliza, lo que supone, una
considerable ventaja frente a los mtodos convencionales, en los cuales, es
necesario disponer de una instalacin depuradora del SO2 producido. Su
alta capacidad para la retencin in situ del azufre depende
fundamentalmente de la relacin calcio/azufre, temperatura del lecho, tipo
y granulometra de la caliza y tiempo de residencia. Por tanto, las cenizas
que produce este tipo de combustin presentan un elevado contenido en
calcio, hecho que limita la sntesis de zeolitas. Por esta razn, estos
materiales no se han estudiado en el presente trabajo.
El proceso de combustin del carbn pulverizado genera diferentes tipos de
residuos. Las escorias, cenizas de fondo y cenizas volantes se forman
debido a los componentes minerales del carbn.
EL carbn pulverizado se quema a una temperatura entre 1400- 1600 C, y
la materia mineral del carbn se funde en forma de escorias y cenizas de
fondo que salen del combustor en estado fluido y se recogen en la boca del
extractor de escorias. Estas escorias y las cenizas procedentes de la caldera
constituyen como media aproximadamente un 17 % de los residuos totales
generados en la combustin del carbn pulverizado. Este tipo demateriales, debido a sus propiedades fsicas y su mayor granulometra,
tienen usos ms limitados que las cenizas volantes. No obstante, su
utilizacin en fabricacin de cemento, o bien, dependiendo de las
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caractersticas del material, como ridos en rellenos industriales, ridos en
hormign, bases de carreteras, techados, es muy comn.
Los colectores de cenizas volantes pueden ser: ciclones sencillos, ciclones
mltiples, precipitadores electrostticos y filtros textiles. La tecnologa a
utilizar depende de la eficiencia de retencin requerida, pudindose
alcanzar eficiencias del 60 - 70 % en los ciclones y > 99.5 % en los
precipitadores electrostticos y filtros textiles.
En los precipitadores electrostticos, la eficiencia de retencin mejora con
el nmero de campos conectados sucesivamente. Un inconveniente de los
ciclones es que separan principalmente las fracciones de polvo grueso,
dejando fracciones respirables de polvo fino, con mayor impacto potencial
sobre la salud. Los filtros textiles son muy tiles para la separacin de
polvos finos con contenidos elevados en metales pesados.
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III. Utilizacin.
Los residuos de combustin del carbn contienen ms del 70% de material
slico-aluminoso vtreo lo cual hace posible que sean utilizados como
materia prima para rellenos inertes y funcionales, adsorbentes,
inmovilizadores, y materiales de construccin de alto valor. Mientras que
los componentes indeseables como los metales pesados estn presentes tan
solo como trazas, con excepciones muy puntuales.
Tradicionalmente estos productos de combustin son utilizados como
materiales de construccin en obras de ingeniera ya que una de las
propiedades ms importantes de las cenizas volantes es su carcter
puzolnico, es decir, su capacidad para combinarse con la cal para formar
un aglomerado hidrulico. Por ello los cementos a partir de cenizas
volantes tienen un poder de retencin de agua excepcional y un elevado
poder aglomerante. Adems este modo de reutilizacin de las cenizas
volantes permite reducir la emisin de CO2que se generara al producir la
fraccin de cemento sustituido por las cenizas volantes, al mismo tiempo
que se reduce el consumo de materias primas naturales.
La utilizacin de cenizas volantes en la fabricacin de hormign tienecomo finalidad la reduccin de la cantidad de cemento. La sustitucin de
una fraccin del cemento del hormign por cenizas volantes resuelve
satisfactoriamente este problema. As pues, las cenizas volantes pueden
utilizarse en el hormign de dos maneras: como elementos activos,
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aprovechando su carcter puzolnico, o como elemento inerte es decir,
como rido. Las cenizas se incorporan al hormign para mejorar la
granulometra de la arena, para formar parte del conglomerante como
producto cementicio o para ambas finalidades.
Tanto si las cenizas volantes se incorporan para sustituir al cemento, o al
rido, stas deben cumplir todas las normas UNE (UNE 83.275/87, UNE
83.415/87) y adems la Norma UNE 83.414/90 tiene recomendaciones para
la adicin de cenizas volantes a los hormigones.
Tambin pueden utilizarse cenizas volantes como materiales de relleno y
firmes de carreteras solas, o bien mezcladas con cal y cemento, que
estabilizan el subsuelo en obras de ingeniera civil. Para este uso se
necesitan pequeas cantidades de cenizas.
Diversas aplicaciones han sido estudiadas en todo el mundo, y algunas ya
estn establecidas y tienen una prctica comn. Entre ellas merecen ser
destacadas las siguientes:
FORMA AGLOMERADA:
Aditivos en cemento y hormign. Fabricacin de ladrillos.
Fabricacin de ridos artificiales (Aardelita).
Fabricacin de materiales refractarios.
Aditivos sustitutivos en la industria cermica.
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EN BRUTO.
Construccin de caminos y ferrovas y como material para pavimentos.
Material de relleno en minera.
Aditivos para suelos.
Nuevos productos y aplicaciones.
Tcnicamente las cenizas volantes pueden ser utilizadas como una fuente
alternativa de aluminio, pero no son competitivas con las tradicionales
fuentes de bauxita. Tambin como fuentes de Fe y Si.
Investigaciones notables en el campo de la aplicacin de las cenizas
volantes se han realizado en:
Japn (Inoe et al.,1993): Construccin, arrecifes artificiales, islas y
terrenos de pesca, conversin en fertilizantes y zeolitas (a escala de
laboratorio), vitrificacin y recuperacin de materiales.
USA (Lisowyj et al., 1987): Recuperacin de Al, Ge y Ga, adsorbentes,
rellenos industriales, estabilizacin de residuos.
Canad (Pickles et al., 1990): Principalmente actividades relacionadascon la minera (material de relleno, barreras hidrulicas, recuperacin de
metales).
China (Lin y Hsi, 1995): Recuperacin de aluminio y zeolitizacin.
Corea (Park y Choi, 1995): Zeolitizacin.
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Espaa (Querol et al., 1995 y 1997): Zeolitizacin
Espaa (Vilches et al., 2001): Construccin de paneles de construccin
contra incendios.
Israel (Singer y Berkgaut 1995): Zeolitizacin.
Sudfrica (Kruger, 1991): Rellenos, estabilizacin de residuos,
micronizacin, separacin y actualmente se investiga la utilizacin de una
mezcla de ceniza volante y lodos residuales para la preparacin de tierra
artificial especial para uso agrcola denominada Slash. (Reynolds et al.,
1999).
Una de las aplicaciones de mayor inters de las cenizas volantes para
obtener un producto de alto valor aadido es la sntesis de zeolitas, la cual
se explica en un capitulo posterior.
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IV. Legislacin.
Actualmente no existe en la Unin Europea, Espaa ni en Andaluca,
normativa acerca de las limitaciones de lixiviacin de metales procedentes
de las cenizas volantes. Las cenizas volantes nicamente, estn catalogadas
como residuos inertes.
Las nicas limitaciones en cuanto a su composicin, en general, y en
cuanto a la presencia de metales pesados, en particular, estn determinadas
por los requisitos de aceptacin de los depsitos controlados que pueden
aceptar estos residuos.
Adems siempre que se quieran utilizar las cenizas volantes para usos tales
como, la fabricacin de cemento, de hormign, de productos cermicos,
etc, stas debern cumplir todas las normas UNE (UNE 83.275/87, UNE83.415/87 y UNE 83.414/90), las especificaciones de ASTM y los lmites
de la normativa a la que estn sujetas las materias primas destinadas a estos
usos.
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4.3 ESTUDIO GENERAL DE LAS ZEOLITAS.
I. Estructura y descripcin
Las zeolitas son aluminosilicatos cristalinos, naturales o sintticos, cuya
estructura presenta cavidades con aberturas aproximadamente circulares de
dimetro nico que oscila entre 2 y 10 . El tamao de estos canales
impide la entrada de molculas voluminosas, por lo que se las utiliza como
tamices moleculares.
Las zeolitas se caracterizan por estar constituidos por redes
tridimensionales de tetraedros formados por un tomo metlico T (T= Si,
Al, B, Ga, Ge, Fe, P, Co, etc.) en el centro y rodeado por cuatro tomos de
oxgeno, uno en cada vrtice. En las zeolitas ms comunes, T representa a
los elementos silicio y aluminio.
Estos tetraedros (TO4) se apilan en matrices regulares unidos entre s
mediante tomos de oxgeno, formando un complejo entramado de canales.
Las formas de apilamiento de los tetraedros son limitadas y se conocen
unos cientos de estructuras diferentes. (Fig. 4.2.I.1)
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A) Sodalite cage or -cage; B) Framework structure of zeolite A (structure type LTA) with -cage; C)
Framework structure of faujasite (structure type FAU; zeolites X, Y) with supercage
Fig. 4.2.I.1 Estructuras tridimensionales de las zeolitas.
En la tabla adjunta se indican las caractersticas de algunas de las zeolitas
cuyo uso est ms extendido a nivel industrial (Tab. 4.2.I.1)
Tab. 4.2.I.1 Caractersticas de algunas zeolitas.
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II. Propiedades.
Las zeolitas tienen una caracterstica propiedad til derivada de su
estructura: el agua puede pasar fcilmente por los canales y en este proceso,
iones en solucin pueden ser cambiados por iones de la estructura mediante
procesos de intercambio inico.
Dado que el silicio presenta normalmente un estado de oxidacin +4, el
tetraedro que forma con cuatro tomos de oxgeno es elctricamente neutro.
Sin embargo, el estado de oxidacin ms frecuente del aluminio es +3, por
lo que el tetraedro resulta elctricamente cargado negativamente, es decir,
el esqueleto de la zeolita tiene carcter aninico. Este carcter aninico
hace que los poros de la zeolita estn poblados eventualmente por cationes,
llamados de compensacin, para mantener la neutralidad elctrica.Tambin pueden estar presentes molculas de agua u otros adsorbatos y
sales ocupando el espacio nter cristalino de estos aluminosilicatos. Los
cationes pueden participar en procesos de intercambio inico y esto
confiere a las zeolitas una de sus propiedades ms importantes.
De todas maneras, se puede generalizar que a ratios Al/Si superiores, la
capacidad de intercambio de las zeolitas ser mayor.
Actualmente zeolitas ricas en aluminio, como las zeolitas A y X se
comercializan en detergentes, principalmente para disminuir la dureza de
aguas domsticas e industriales y como tensoactivos.
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Otra aplicacin muy comn de las zeolitas, es su capacidad para actuar
como tamices moleculares dada su propiedad de actuar como un filtro y
permitir el paso selectivo de otras molculas dentro de su estructura.
La microporosidad de las zeolitas permite la transferencia de materia entre
el espacio intracristalino y el medio que lo rodea. Esta transferencia est
limitada por el dimetro de los poros de la zeolita ya que slo podrn entraro salir del espacio interno aquellas molculas cuyas dimensiones sean
inferiores a un cierto valor crtico, el cual vara de una zeolita a otra. El
hecho de presentar dimetros moleculares distintos proporciona a las
zeolitas una propiedad muy particular, de gran uso industrial, conocida
como selectividad geomtrica.
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A partir de estos datos puede seleccionarse el tipo de zeolita mas adecuado
para llevar a cabo la separacin de algunos de estos compuestos en una
mezcla.
As por ejemplo en la siguiente tabla (Tab 4.2.III.1) pueden observarse
algunos de los tipos de zeolitas utilizados en funcin de la especie a
separar.
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IV. Formacin y sntesis.
Si bien las zeolitas se encuentran de forma natural, formadas a partir de
procesos geolgicos, en la industria se suelen utilizar aquellas sintetizadas,
para conseguir maximizar las propiedades buscadas para una determinada
aplicacin.
Las zeolitas sintticas se obtienen en el laboratorio imitando las
condiciones naturales de activacin alcalina. Es decir, mediante la
cristalizacin de un gel a partir de agua, una fuente de slice, y una fuente
de almina en medio alcalino. El producto final viene definido por su
estructura cristalina, su relacin Si/Al y su contenido en agua. Todo ello
esta en funcin de la temperatura, presin, pH, y las concentraciones dereactivos utilizados durante la cristalizacin.
Se han descrito mltiples procesos de sntesis de zeolitas a escala industrial
en numerosos artculos tcnicos y patentes, pero todos ellos pueden
agruparse en los tres grupos que se resumen a continuacin:
Procesos hidrogel: Se preparan hidrogeles homogneos a partir dereactivos solubles, o bien, hidrogeles heterogneos a partir de almina o
slice reactivas en forma slida. La fuente de silicio es normalmente un
silicato sdico o un gel de slice coloidal, y el de aluminio, un alminato de
un metal alcalino. Estos reactivos se mezclan estequiomtricamente en
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funcin de la proporcin del material deseado hasta formar un gel que, una
vez envejecido y polimeralizado, se somete a cristalizacin en un recipiente
cerrado a temperaturas entre 25-200 C.
Conversin de arcillas: Los procesos ms conocidos son los que
emplean caoln como fuente de silicio y aluminio. El procedimiento ms
comn es transformar mediante un tratamiento trmico el caoln en otra
fase mucho ms fcilmente degradable, como el metacaoln.
Conversin de otras materias primas: Existen diversas fuentes de
materias primas tales como: vidrio, o cenizas volantes de centrales trmicas
de carbn. La metodologa de sntesis de zeolitas a partir de cenizas
volantes se expone en el siguiente apartado.
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V. Sntesis de zeolitas a partir de cenizas volantes.
Las cenizas volantes son una fuente de aluminio y silicio, los cuales son los
principales elementos en la composicin de las zeolitas. Para obtener
zeolitas es necesario aportarles el otro elemento mayoritario y que
confieren a las zeolitas las capacidades de intercambio que nos interesan, el
sodio o el potasio.
La mayora de los mtodos de sntesis estn basados en la activacin
hidrotrmica alcalina (principalmente mediante soluciones de NaOH o
KOH) de la ceniza volante, procesos favorecidos por una granulometra
fina de las mismas, con lo que se consigue aportar dichos elementos (Na y
K).
Cuando se emplea una solucin de sosa se obtienen zeolitas sdicas en lasque el in intercambiable es el Na+.
En caso de usar potasa se obtienen las denominadas zeolitas potsicas en
las que el catin intercambiable es el K+.
Los rendimientos de conversin de las cenizas volantes en zeolitas
reportados pueden variar entre el 50% y el 75%.
Dependiendo de las condiciones experimentales y de la composicinqumica de la ceniza utilizada se han obtenido diferentes tipos de zeolitas.
Los parmetros ms importantes a tener en cuenta en los procesos de
zeolitizacin son la composicin qumica de la ceniza volante, la
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composicin de la solucin de la reaccin, la relacin lquido/slido, la
temperatura, el tiempo de reaccin y la agitacin de la mezcla.
Composicin qumica de la ceniza volante.
El contenido de metales alcalinos y la relacin Si/Al condicionan el tipo de
zeolita obtenida. Las zeolitas con bajo contenido de silicio presentan un
mejor comportamiento en cuanto a la capacidad de intercambio inico, una
alta selectividad por molculas polares y un gran volumen de poros.
Composicin de la solucin activante.
Las zeolitas son estables a valores de pH altos y son as sintetizadas por la
adicin de soluciones de hidrxidos. Se han utilizado soluciones de
hidrxido de Na, K, Ca, Li, Ba y Sr. En algunos casos se han utilizado
otros activantes como cloruros, carbonatos, silicatos y aluminatos para
influir en el tipo de zeolita obtenida. Sin embargo, los mecanismos
relacionados con el proceso no estn an muy bien comprendidos.
Relacin lquido/slido (L/S).
La relacin L/S influye en el rendimiento de la reaccin y en el tipo de
zeolita formada. La relacin L/S de los experimentos reportados est entre
2 y 50. Este factor es de gran importancia desde el punto de vista
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econmico pues el elevado consumo de agua, el secado de las cenizas
volantes y tratamiento de las soluciones para su reutilizacin ocasionan
gastos adicionales.
Temperatura.
Los experimentos ms frecuentes se han realizado generalmente con
temperaturas entre 20 y 250 C. Con temperaturas inferiores a 150 C
parece que se sintetizan la mayor parte de las zeolitas, exceptuando a la
cancrinita que se obtiene a temperaturas por encima de 200 C.
Tiempo de conversin.
Se han realizado experimentos recientemente en donde los tiempos de
activacin necesarios para la obtencin de zeolitas es reducido desde 24-48
horas a tan solo 30 minutos, por medio del uso de microondas, pero con los
mtodos convencionales se puede llegar a necesitar desde horas hasta das.
Agitacin.
La velocidad de agitacin influye en el tipo de zeolita formada, as como la
distribucin de tamao de grano y la velocidad de reaccin.
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4.3. ESTUDIO GENERAL DE LOS LIXIVIADOS.
I. Origen y produccin de los lixiviados.
El origen de los lixiviados puede atribuirse a muchos factores, sin embargo
las principales contribuciones son las fuentes de agua tanto subterrneacomo superficial, tales como las precipitaciones, escorrentas sobre
vertederos, as como la codisposicin de residuos lquidos y pastosos.
Si el deposito de residuos ha sido diseado evitando el contacto directo con
los cursos de agua, la fuente principal de lixiviados sern las
precipitaciones. Esta agua de lixiviacin as generada, tiende a escapar del
vertedero por sus cotas ms bajas si el terreno es impermeable, o bien,infiltrarse en el subsuelo, si el terreno presenta caractersticas permeables.
Un buen sistema de control de los lixiviados implica el diseo de redes de
drenaje superficial que impidan el contacto del agua externa con los
residuos, una impermeabilizacin del vaso de los depsitos por encima del
nivel fretico, as como un drenaje inferior de recogida de los lixiviados,
los cuales se drenarn por gravedad.
En la fotografa adjunta (Fig 4.3.I.1) puede observarse todo el montaje
recomendado para evitar la formacin de lixiviados una vez ha sido
clausurado un vertedero.
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(Fig 4.3.I.1) Capas para la clausura de vertederos con recogida de gases.
La produccin de lixiviados esta ligada a diversos factores que dependen
de la naturaleza de los residuos, de la meteorologa de la zona objeto del
vertido y de las condiciones de construccin y explotacin del propio
depsito o vertedero.
De forma general se pueden agrupar los distintos factores condicionantes
de la produccin de lixiviados en cuatro grupos: Entrada de agua,
condiciones de la superficie del depsito, condiciones del suelo y
condiciones del residuo.
A continuacin se analizan brevemente los diferentes factores:
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Precipitacin (P)
En la mayora de las ocasiones, representa la principal fuente de lixiviados.
Agua superficial (AS)
Representa el agua que puede aportarse a travs de la superficie, teniendo
su origen en la escorrenta superficial de las zonas adyacentes, y en la
misma influyen distintos factores: topografa de la superficie, material de
cubricin, vegetacin, permeabilidad y humedad del suelo. Siendo
probablemente la pendiente superficial el factor determinante.
Penetracin de agua subterrnea (PA).
Corresponde a la entrada de aguas subterrneas en el depsito. Tiene lugar
cuando el depsito est situado a una cota inferior a la del nivel fretico del
terreno circundante, y dicho depsito no est correctamente
impermeabilizado
Irrigacin.
Tiene lugar cuando sobre la superficie del depsito se extienden aguas,
generalmente lixiviados, con el fin de reducir el volumen de los mismos
por evaporacin
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Descomposicin del residuo.
En los RSU existe un cierto volumen de lixiviados generados en la
descomposicin de los propios residuos, que si bien en la cantidad aportada
no es importante, es decisiva en la caracterizacin qumica de los
lixiviados.
Residuos lquidos o fangosos.
El aporte de este tipo de residuos se ha de minimizar impidiendo la
deposicin de residuos muy lquidos colocando los mismos cerca de otros
que permitan la impregnacin y por tanto la retencin de lquidos.
Evaporacin y evapotranspiracin (E, ET).
Infiltracin.
Representa el volumen global de agua que penetra a travs de la superficie
del suelo. Esta afectada por la evapotranspiracin y la escorrenta
superficial, as como por la humedad del material de cubricin; si lahumedad disminuye la infiltracin aumenta.
Tambin influye la humedad del residuo, cuando el mismo no esta saturado
la tasa de infiltracin viene regulada por la permeabilidad de las capas
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superiores; cuando estn saturadas la infiltracin viene regulada por la capa
de menor permeabilidad.
Mediante la aplicacin de un simple balance de materia, se puede obtener
la produccin de lixiviados de un vertedero.
Para el caso de un vertedero clausurado la expresin es la siguiente:
L = P + AS + PA E ET
Si bien las dificultades de medir o estimar ciertos parmetros tales como la
descomposicin, escorrenta e infiltracin hacen que la aplicacin prctica
de esta ecuacin no sea fcil y que se slo se utilice para obtener una
aproximacin del orden de magnitud de los volmenes producidos. La EPA
ha desarrollado un programa para la modelizacin de la hidrologa de un
depsito, basado en series histricas de lluvias y un conocimiento amplio
del suelo y la vegetacin.
Con todo, y mediante una gran simplificacin, se puede estimar una
produccin de entre 5 y 7,5 m3/Ha para una zona con precipitacin media
anual de 750 mm. la cantidad de lixiviados producidos en los depsitos de
RSU se estima en orden a la forma de la explotacin, as se considera queun depsito aerobio, de alta densidad de cubricin, genera un 11% de la
precipitacin media, mientras que uno anaerobio, de densidad media y con
cubricin, genera valores del orden del 40-50% de la precipitacin media.
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II. Composicin de los lixiviados.
En la mayora de los casos, los lixiviados se generan por descomposicin
de los residuos y por el agua de lluvia que se infiltra a travs de los
mismos. Esta lluvia cada sobre la masa de residuos percola a travs de los
mismos, disolviendo y arrastrando a su paso diversos elementos
contaminantes. Por lo que, la composicin de los lixiviados vendr dada
fundamentalmente por los contaminantes que el residuo contiene, y su
concentracin se relaciona con la capacidad que tenga el agua de extraccin
de esos contaminantes. Se ha observado que existe una buena correlacin
entre la concentracin del lixiviado y el volumen producido.
Existe un ensayo de laboratorio, desarrollado por la EPA, que utilizando
una muestra de residuo, de al menos 5 Kg. que permite estimar la
composicin del lixiviado. Se trata de un ensayo de lixiviacin realizado de
forma similar a como se producira en el depsito. En ocasiones el residuo
no es estable, caso de los RSU, por lo que se producen diferentes procesos
fsicos, qumicos y biolgicos, los cuales van a definir la composicin del
lixiviado.
En la tabla que se adjunta (Tab 4.3.II.1) puede verificarse la composicin
tpica de los lixiviados obtenidos en diversos tipos de vertederos.
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En general podemos decir que los lixiviados de RSU son lquidos muy
contaminantes, que conllevan una gran complejidad, por tener
caractersticas especificas que se traducen en serias dificultades de
depuracin utilizando las tecnologas aplicadas al resto de aguas residuales:
o Presentan una elevada concentracin de compuestos orgnicos e
inorgnicos con valores de DQO de hasta 70.000 y 80.000 mg/l. La DQO
de las aguas residuales puede ser 200 veces menor.
o La fraccin biodegradable de la materia orgnica disminuye a medida
que aumenta la edad del vertedero, por lo que podemos encontrarnos con
una importante fraccin de difcil biodegradabilidad o no biodegradable.
o Muy altas concentraciones de nitrgeno amoniacal y baja
concentracin de fosfatos, as como otros componentes de nitrgeno
orgnico.
o Grandes concentraciones de cloruros y otras sales monovalentes.
o Presencia variable de metales pesados.
Hay que resaltar que la composicin qumica de los lixiviados variar
mucho segn la antigedad del vertedero y la historia previa al momento
del muestreo. Por ejemplo, si se recoge una muestra de los lixiviadosdurante la fase cida de la descomposicin de los residuos el pH ser bajo y
las concentraciones de DBO5, COT, DQO, nutrientes y metales pesados
sern altas.
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Por otro lado, si se recoge una muestra durante la fase de fermentacin del
metano, el pH estar dentro del rango 6.5-7.5 y los valores de las
concentraciones de DBO5, COT, DQO y los nutrientes sern
significativamente ms bajos. Similarmente, sers ms bajas las
concentraciones de metales pesados porque la mayora de los metales
pesados son menos solubles para valores de pH neutros.
Tambin hay que tener en cuenta que la composicin del lixiviado depende
de la tcnica de explotacin del vertedero.
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III.Gestin de los lixiviados
Para impedir la contaminacin de suelos y acuferos, por infiltracin en el
terreno de los lixiviados, se hace preciso construir un depsito de
almacenamiento sobre suelos impermeables. De este modo, el lquido
de lixiviacin se acumula en el fondo del depsito, de donde es recogido
para proceder a su tratamiento y depuracin.
La gestin de lixiviados incluye todos los factores del proceso completo de
gestin de residuos que afectan a la composicin y volumen de los
lixiviados. Se ha de considerar, por tanto, una gestin conjunta que sea
tcnicamente factible y poco incidente sobre el medio ambiente.
De forma simplificada, para un mejor control, se puede considerar una
gestin dividida en cuatro etapas: generacin de residuos, tratamiento de los
residuos, gestin del depsito de seguridad y tratamiento y disposicin de los
lixiviados.
Se ha de procurar la minimizacin en la produccin de lixiviados mediante
el control estricto de los aportes de fuentes externas, y la correcta
disposicin y control de los residuos dentro del depsito.
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4.4 ALTERNATIVAS PARA EL TRATAMIENTO DE LOS
LIXIVIADOS.
I. Tratamiento conjunto con aguas residuales domsticas.
El tratamiento de los lixiviados con aguas residuales domsticas en plantasconvencionales tiene como argumento a favor el no necesitar de nuevas
instalaciones y el ser un proceso bastante desarrollado. La mezcla formada
favorece el desarrollo de la comunidad de microorganismos ya que los
lixiviados, aportan abundante nitrgeno y las aguas domsticas abundante
fsforo, del que son deficitarios habitualmente los lixiviados.
Los altos valores de DQO de los lixiviados en comparacin con las aguasdomsticas crean la necesidad de diluir los lixiviados antes de mezclarlos y
de aumentar el tiempo hidrulico de retencin. Diversos autores sealan el
volumen de lixiviados de hasta el 10% del volumen total de aguas tratadas
con el fin de no afectar significativamente a la mezcla.
Se presentan algunos problemas adicionales tales como fenmenos de
corrosin en tuberas y bombas debido a la riqueza en cidos grasos voltiles y
al pH de los lixiviados, y problemas de operacin en planta debidos a la
precipitacin de xidos de hierro, efluentes menos clarificados, formacin
de espumas.
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Es necesario un control exhaustivo del nitrgeno amoniacal ya que el
amonaco no disociado, NH3, es txico para la fauna fluvial y un control de
metales pesados si se destina los fangos para suelos agrcolas. Kelly (1987)
cuantifica esos resultados con reduccin de un 80% en el N amoniacal en
concentraciones de hasta 199 mg de N amoniacal por litro de mezcla y
eficacia de eliminacin de compuestos orgnicos, entre 69 y 71 % con
mezclas entre el 4 y el 16% de lixiviado.
II. Recirculacin de lixiviados.
La recirculacin de lixiviados consiste en depositar, mediante riego, el
lixiviado producido sobre el mismo vertedero que lo produjo cuidando que el
riego sea homogneo par evitar la creacin de caminos preferentes que
haran invlido el proceso. Este volumen reciclado est limitado por la
capacidad de almacenamiento de agua en la capa superior del vertedero.
Se reduce de esta forma el tiempo necesario para alcanzar la estabilidad del
vertedero porque aumenta la humedad en l, si la zona en que est
situado es seca y, en general, porque al aumentar la actividad biolgica
de las poblaciones bacterianas se consigue una degradacin ms eficaz dellixiviado y una mayor produccin de metano, posible de recuperar. Sirve
este proceso, adems, para evitar las fluctuaciones en cantidad y calidad
de los lixiviados.
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Si los depsitos estn muy triturados, la percolacin se har ms difcil y la
posibilidad de una mayor evaporacin reducir su volumen. Titlebaum
(1982), operando con lixmetro, concluy que puede facilitarse la
estabilizacin del lixiviado neutralizando el reciclado con la finalidad de
mantener la actividad de las bacterias metanognicas.
Por las posibilidades de evaporacin, es un proceso indicado si la
temperatura ambiente es alta, en zonas de baja pluviosidad y siempre que el
vertedero sea joven por la mayor biodegrabilidad de los lixiviados. El
resultado es un lixiviado que despus del reciclado tiene menor DQO pero
hay un aumento en la concentracin de nitrgeno amoniacal, especialmente
en los vertederos antiguos, y en la de otros contaminantes qumicos que
deben ser sometidos a un tratamiento final que depender de las
condiciones de las aguas receptoras. En ltimo trmino, este tratamiento
final puede ser una concentracin por evaporacin y secado para su posible
traslado a depsitos controlados y/o su incineracin posterior. La
evaporacin previa tiene inconvenientes; el resultado de la condensacin de
vapores es una mezc la de sustancias voltiles tales como amonio,
compuestos orgnicos clorados, etc. que a su vez requieren otros
tratamientos.
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III. Sistemas con biomasa inmovilizada (biopelculas).
Existen diversos sistemas de biopelcula para la depuracin de efluentes:
Filtros percoladores, filtros sumergidos, biodiscos rotatorios, lechos
fluidizados y reactores airlift. En estos sistemas se alcanzan elevadas
concentraciones microbianas, por lo que la capacidad de eliminacin de
nitrgeno no est limitada por la concentracin de biomasa sino por los
problemas de difusin de los sustratos en la biopelcula. En el caso de la
nitrificacin este problema es especialmente importante en la difusin del
oxgeno disuelto (OD) y la alcalinidad.
Filtros percoladores.
Un filtro percolador consta de un lecho con un soporte sobre el que crece
adherida la biomasa. El filtro suele ser circular y el lquido a tratar se
distribuye por la parte superior mediante un sistema de alimentacin
giratorio. El soporte debe tener una elevada superficie especfica y suele ser
de material plstico o cermico. La superficie especfica de estos sistemas
alcanza valores de hasta 300 m2/m3. La concentracin de slidos que se
puede alcanzar en un filtro percolador se encuentra entre 5.000-7.000 mg
SST/L.
Filtros sumergidos.
Los filtros sumergidos son una modificacin de los filtros percoladores, en
los que el lecho sobre el que crecen los microorganismos se mantiene
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sumergido continuamente en el agua residual. La superficie especfica de
estos sistemas alcanza valores de entre 300-500 m2/m3, mientras que la
concentracin de slidos puede ser de 10000-20000 mg SST/L.
Biodiscos rotatorios.
Los biodiscos rotatorios consisten en una serie de placas circulares,
dispuestas sobre ejes horizontales rotatorios, parcialmente sumergidas en el
agua residual, sobre las que se adhiere la biomasa. La velocidad de rotacin
suele ser baja (entre 1 y 3 rpm) y, normalmente, un 40 % del biodisco se
mantiene sumergido en el agua residual. El rendimiento de un biodisco
puede ser mejorado por cambios en la direccin de flujo ya que en las
ltimas etapas el desprendimiento de biomasa es mayor y con los cambios
de direccin se consigue una biopelcula ms uniforme. La superficie
especfica de estos sistemas alcanza valores de entre 200-300 m2/m3. La
concentracin de slidos en estos sistemas alcanza valores de 20000-40000
mg SST/L.
Reactores de lecho fluidizado.
Las unidades de lecho fluidizado consisten en torres que contienen arena u
otro soporte de tamao pequeo sobre el que crece la biomasa. Lafluidizacin de las partculas se consigue recirculando el efluente en el que
se introduce aire u oxgeno. La superficie especfica est comprendida entre
2000 y 3000 m2/m3.
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4.5. COAGULACIN Y FLOCULACIN.
Una suspensin coloidal es un sistema fsico compuesto por dos fases: una
continua, normalmente fluida, y otra dispersa en forma de partculas, como
por ejemplo en el caso de la pintura, donde la fase continua es el disolvente
y la fase dispersa es el polmero que le da color a la mezcla.
La eliminacin de partculas coloidales por decantacin requerira de
grandes tanques de sedimentacin para operar con tiempos de residencia
elevados, por lo que, para evitar esto, se recurre a la utilizacin de procesos
de coagulacin y floculacin.
Las partculas en suspensin en el agua tienen por lo general carga
negativa, lo que hace que se repelan unas a otras mantenindose en
suspensin. Cuando se consigue neutralizar esta carga las partculas puedenaproximarse unas a otras y formar conglomerados de mayor tamao.
La coagulacin es un proceso de desestabilizacin qumica de partculas
coloidales, de tal modo que posibilite el aumento de tamao de las partculas
en una posterior floculacin.
Los coagulantes ms comunes son sulfato de aluminio y sulfato frrico.
Los coagulantes suministran una carga positiva, en forma de cationes
metlicos que reducen el potencial zeta y con combinan con los hidrxidos
en el agua para formar hidrxidos metlicos insolubles en agua.
Las partculas desestabilizadas y los hidrxidos metlicos forman pequeos
floculos, etapa previa necesaria para la sedimentacin.
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La dispersin coloidal no tiene carga elctrica neta, lo que quiere decir
que los iones positivos presentes en la solucin acuosa equilibran esta carga.
As pues existe una doble capa elctrica en la interfase existente entre una
partcula coloidal y el agua.
La adiccin de un exceso de coagulante puede igualmente provocar la
redispersin de las partculas por provocar que estas se carguen con la
carga contraria. Como puede verse en la figura (Fig 4.5.1) adjunta el
porcentaje de eliminacin depende tanto de la dosis de coagulante como del
pH.
Fig 4.5.1 Evolucin del porcentaje de coloides en funcin del pH y de la dosis de coagulante.
El sulfato de aluminio frrico es una sal cidas que provocan un descenso
del pH del efluente por lo que este ha de ser ajustado con alguna base como
la sosa custica.
Como la partcula est cargada negativamente, el exceso de iones de la carga
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opuesta (+) se acumula en la regin interfacial, junto con la primera carga,
formando una doble capa elctrica. La capa difusa resulta de la atraccin
electrosttica de los iones de la carga de la partcula y la repulsin
electrosttica de los iones de la misma forma y la difusin trmica o
molecular que acta contra los gradientes de concentracin producidos por
los efectos electrostticos.
Dado que existe una carga primaria negativa existir un potencial
electrosttico entre la superficie de la partcula y la masa principal de la
solucin. La diferencia de potencial entre el lmite de solucin rgidamente
unida a la partcula y la masa del lquido, es el potencial Z. Las fuerzas de
Van der Waals, por el contrario, son fuerzas de atraccin entre las partculas
coloidales responsables de los procesos de agregacin en los coloides.
VERWEY y OVERBEEK, aplicando la teora de DEBYE-HUCKEL para
electrolitos fuertes, consideran la interaccin de partculas coloidales esfricas
y combinando expresiones para la fuerza atractiva y repulsiva obtienen
ecuaciones de energa potencial en funcin de la distancia entre partculas.
Cuando dicha distancia es del orden del espesor de la doble capa, el potencial
de repulsin puede exceder al potencial de atraccin. Calculando la
concentracin terica mnima de electrolito para producir floculacin,demuestran que aqulla es inversamente proporcional a la sexta potencia de
la valencia. En todo este tratamiento no resulta tan evidente la importancia del
potencial zeta como ilustrativo de la estabilidad de la partcula aislada o
interviniendo el potencial total de la doble capa. La concentracin de
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electrolitos reduce el espesor de la doble capa, permitiendo la aproximacin
de las micelas hasta distancias en las que predominan las fuerzas de VAN DER
WAALS.
Por su parte, el proceso de floculacin consiste en la formacin de aglomerados
de partculas, alrededor de la molcula de floculante caracterizada por tener
siempre un elevado peso molecular debido a su gran tamao, soluble y efectivo
incluso a pequeas concentraciones, entre los ms utilizados se encuentran
los polielectrolitos.
La formacin de partculas de mayor tamao favorece la separacin de stas al
aumentar la velocidad de sedimentacin, ya que dicha velocidad es
directamente proporcional al tamao de las partculas.
Para que puedan flocular las partculas presentes (hidrxidos metlicos y
materias coloidales), es preciso que se pongan en contacto unas con otras.
La floculacin se facilita considerablemente agitando el lquido. Por otra parte,
las posibilidades de encuentro de las partculas aumentan con su
concentracin en el agua, y a ello; se debe la idea de reforzar dicha
concentracin conservando en el lquido un elevado porcentaje de los
fangos formados en el tratamiento anterior.
La agitacin necesaria para que se mezclen el agua a tratar, el reactivo y losfangos, debe ser suficientemente lenta para que no se rompa el flculo ni
se provoque una nueva suspensin coloidal.
Es esencial, asimismo, que las partculas antiguas, que se ponen en contacto
con el lquido que se est tratando, se encuentren en el mismo estado fsico
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que las formadas por los reactivos aadidos. Por lo tanto, los fangos que se
reintroducen no deben haberse aglomerado a causa de una decantacin
prolongada que puede dar lugar a una excesiva deshidratacin.
El proceso parece ser el resultado de dos etapas distintas e independientes:
a) Desestabilizacin de las partculas coloidales por mecanismos de adsorcin
o agregacin.
b) Aglomeracin de los coloides desactivados a causa de los choques que se
producen entre ellos como consecuencia de una agitacin moderada.
Este es un proceso que puede realizarse conjuntamente con otros o por
separado, pero ser ms eficiente si se utiliza junto con un tratamiento
biolgico puesto que elimina la toxicidad de los metales pesados.
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4.6. PARAMETROS QUE DEFINEN EL GRADO DE
CONTAMINACIN DE LOS LIXIVIADOS.
I. Materia Orgnica
La medida de la cantidad de materia orgnica presente en la muestra aanalizar la vamos a realizar en base al parmetro conocido como DQO,
demanda qumica de oxigeno.
La demanda qumica de oxgeno (DQO) es una medida del oxgeno
requerido para oxidar todos los compuestos presentes en el agua, tanto
orgnicos como inorgnicos, por la accin de agentes fuertemente
oxidantes en medio cido y se expresa en miligramos de oxgeno por litro(mg O2/l). La materia orgnica se oxida hasta dixido de carbono y agua,
mientras el nitrgeno orgnico se convierte en amoniaco.
La DQO permite hacer estimaciones de la demanda bioqumica de oxgeno
(DBO), que a su vez es una medida de la cantidad de oxgeno consumido
en el proceso biolgico de degradacin de la materia orgnica en el agua; el
trmino degradable puede interpretarse como expresin de la materia
orgnica que puede servir de alimento a las bacterias; a mayor DBO, mayor
grado de contaminacin.
La DQO es una medida de la susceptibilidad a la oxidacin de los
materiales orgnicos e inorgnicos presentes en los cuerpos de agua y en
los efluentes de aguas domsticas y plantas industriales, pero no es un
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indicador del carbono orgnico total presente en el cuerpo de agua, puesto
que algunos compuestos orgnicos no son oxidados por el dicromato de
potasio si se usa el correspondiente mtodo, mientras que algunos
compuestos inorgnicos s lo son.
Mtodo de medicin:Digestin de una muestra con dicromato de potasio
en medio fuertemente cido, en presencia de un catalizador y posterior
titulacin del exceso de oxidante con un agente reductor o medicin
espectrofotomtrica de la intensidad del color remanente del dicromato de
potasio.
II. Nitrgeno.
Dado que el nitrgeno y el fsforo son esenciales para el crecimiento
biolgico, reciben el nombre de nutrientes o bioestimulantes. Cantidades
traza de otros elementos, como el hierro, tambin son necesarios para el
crecimiento biolgico, pero el nitrgeno y el fsforo son en la mayora de
los casos los nutrientes ms importantes. Debido a que el nitrgeno es
esencial para la sntesis de protenas, se necesitan conocer datos sobre la
presencia de este nutriente a la hora de evaluar la tratabilidad del aguaresidual mediante procesos biolgicos. En casos en los que la
concentracin de nitrgeno sea insuficiente ser necesario adicionarlo para
lograr que el agua residual sea tratable.
El contenido total de nitrgeno est compuesto por nitrgeno amoniacal,
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nitritos, nitratos y nitrgeno orgnico.
El nitrgeno amoniacal existe en solucin acuosa tanto en forma de in
amonio como en forma de amoniaco, dependiendo del pH de la solucin,
de acuerdo con la siguiente reaccin de equilibrio:
NH+4+ OH- NH3+ H2O
Para valores de pH superiores a 9,3 el equilibrio se desplaza hacia la derecha
predominando el amoniaco, mientras que para valores por debajo de 9,3
existe un predominio de la concentracin del in amonio. (Graf. 4.6.II.1)
Graf. 4.6.II.1 Diagrama de la concentracin de las dist intas formas del nitrgeno en agua en funcin
del pH
En aguas residuales con contenidos bajos de slidos suspendidos, el
nitrgeno amoniacal puede medirse por mtodos colorimtricos al
adicionarse el reactivo de Nessler y posteriormente observarse la intensidad
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del color amarillo impartido a la solucin por el coloide formado. Para evitar
la interferencia producida por los slidos presentes en muestras muy
concentradas, el nitrgeno amoniacal es evaporado antes de la prueba de
Nesslerizacin descrita anteriormente. El nitrgeno amoniacal tambin
puede ser determinado por titulacin o con electrodos de in especfico.
El nitrgeno en forma de nitrito, es bastante inestable y fcilmente
oxidado a la forma de nitrato. Es un indicador de contaminacin previa
al proceso de estabilizacin y rara vez su concentracin excede 1 mg/L en
agua residual 0,1 mg/L en agua superficial o subterrnea. A pesar de estar
presente en concentraciones tan bajas, los nitritos son de gran importancia en
estudios de aguas residuales porque son altamente txicos para muchos
peces y otras especies acuticas. Los nitritos presentes en aguas residuales
tratadas son oxidados por adicin de cloro, y por consiguiente ocasionan un
aumento en la demanda de cloro y en los costos de desinfeccin.
Cuando un efluente secundario deba ser recuperado para la carga de
acuferos, la concentracin de nitratos es importante debido a sus graves y,
ocasionalmente, fatales consecuencias sobre la poblacin infantil. Los
nitratos pueden reducirse a nitritos en el estmago de los nios y, de estaforma, unirse a la hemoglobina ocasionando una reduccin en la
transferencia de oxgeno a nivel celular que se manifiesta en el color
azulado de la piel, condicin denominada sndrome del beb azul, o en
trminos mdicos metahemoglobinemia. La concentracin de nitratos en
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aguas residuales tratadas puede variar desde 2 a 30 mg/L como N,
dependiendo del grado de nitrificacin y desnitrificacin del tratamiento.
El nitrgeno orgnico se determina por el mtodo de Kjeldahl, el
nitrgeno orgnico presente en la muestra se convierte en amoniaco para
luego ser destilado y medido por Nesslerizacin.
El nitrgeno total Kjeldahl se determina del mismo modo que el nitrgeno
orgnico, con la diferencia que no se elimina antes de la etapa de digestin.
Por tanto, el nitrgeno total Kjeldahl incluye el nitrgeno orgnico y el
nitrgeno amoniacal.
III. Slidos en suspensin.
Los slidos en suspensin son el conjunto de partculas que permanecen en
una muestra de agua una vez evaporada a 105 C y filtrada con un filtro de
1 m de poro.
Los slidos en suspensin se determinan por la diferencia de peso de un
filtro antes y despus de utilizarlo para la filtracin de una muestra y
posterior secado a 105 C.A esta temperatura se pierde una parte o la totalidad del agua intersindical y
de cristalizacin, pasando los bicarbonatos a carbonatos como prdida de
CO2.
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Las partculas presentes en el agua varan ampliamente en origen, en
concentracin y tamao, y qumica de la superficie. Algunas provienen de
fuentes atmosfricas o del terreno (por ejemplo, yesos y otros productos de
evolucin temporal, fangos, microorganismos patgenos, fibras de asbestos
y otros detritos terrestres y constituyentes de vertidos residuales) y a lgunos
son producto de procesos qumicos y biolgicos dentro de la fuente
de agua (p. ej., algas, precipitados de CO3Ca, FeOH, MnO2).
El tamao de la partcula puede variar en varias rdenes de magnitud, desde
unas pocas dcimas de nanmetros (virus) a unos pocos cientos de
microgramos (zooplancton). Todos pueden eliminarse efectivamente, por
instalaciones adecuadamente diseadas y operadas de floculacin,
separacin de floculos y filtracin.
Las partculas ms pequeas, aquellas con una dimensin menor de 1 m, se
llaman normalmente coloides y aquellas que son mayores se dice que son
partculas en suspensin.
IV. Fsforo.
El fsforo al igual que el nitrgeno, tambin es importante en el
crecimiento de algas y otros organismos biolgicos. Debido al nocivo
crecimiento incontrolado de algas en aguas superficiales, se han realizado
grandes esfuerzos para controlar la cantidad de compuestos del fsforo
provenientes de descargas de aguas residuales domesticas, industriales y de
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Estudio sobre la depuracin de los lixiviados de vertederos de RSU con cenizas volanteszeolitizadas. 4. Introduccin
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escorrenta natural. Las aguas residuales municipales, por ejemplo, pueden
contener entre 4 y 12 mg/L de fsforo expresado como P.
Su origen es el lixiviado de los terrenos que atraviesa o por contaminacin
orgnica. Actualmente existe una fuente contaminante de fsforo artificial,
por el uso de los detergentes polifosfatados.
Las formas ms frecuentes en que se puede encontrar el fsforo en
soluciones acuosas incluyen ortofosfatos, polifosfatos y fsforo orgnico.
Los ortofosfatos estn disponibles para el metabolismo biolgico sin que
sea necesaria una ruptura posterior. La distribucin de las varias especies de
fosfatos es una funcin estricta del pH, como se observa en la figura
adjunta. ( Graf. 4.6.IV.1)
Graf. 4.6.IV.1 Diagrama de la concentracin de las distintas formas del fsforo en agua en funcin del pH
Los polifosfatos incluyen aquellas molculas con dos o mas tomos de
fsforo, tomos de oxigeno y en algunos casos tomos de hidrogeno
combinados en molculas complejas. Los polifosfatos sufren hidrlisis
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Estudio sobre la depuracin de los lixiviados de vertederos de RSU con cenizas volanteszeolitizadas. 4. Introduccin
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en soluciones acuosas y se convierten en ortofosfatos; sin embargo, el
proceso de hidrlisis es con frecuencia bastante lento. El fsforo enlazado
a compuestos orgnicos carece de importancia en muchos residuos
domsticos, pero puede ser un constituyente importante de residuos
industriales y lodos de aguas residuales.
Analticamente, los ortofosfatos se pueden determinar por mtodos
gravimtricos, volumtricos y fsico-qumicos. Los polifosfatos y el fsforo
orgnico deben ser primero convertidos a ortofosfatos para poder ser
analizados.
La determinacin del contenido de compuestos de fsforo total puede
hacerse por los siguientes mtodos:
Test rpido de determinacin de fosfatos. Mediante juego de reactivos y
probetas con escala de colores. Este test aplica el mtodo del
heptamolibdato amnico y da buenos resultados para aguas con
concentraciones entre 1 y 10 ppm de P2O5.
Mtodo colorimtrico con molibdato de amonio y cloruro estaoso.
Aplicable para la determinacin de ortofosfato en concentraciones entre 10
microgramos por litro de fsforo y 6 miligramos por litro de P2O5.
Mtodo colorimtrico con molibdato amnico y cidoaminonaftolsulfnico.
Mtodo de digestin previa y determinacin de fsforo total.
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Estudio sobre la depuracin de los lixiviados de vertederos de RSU con cenizas volanteszeolitizadas. 4. Introduccin
* Variante 1. Digestin con cido perclrico y determinacin colorimtrica
mediante cido vanadomolibdofosfrico.
* Variante 2. Digestin con cido ntrico y determinacin colorimtrica
mediante cido vanadomolibdofosfrico.
* Variante 3. Digestin con persulfato y determinacin colorimtrica
mediante cido vanadomolibdofosfrico.
Nota. Estos mtodos son aplicables a concentraciones superiores a 200
microgramos de fsforo por litro de muestra.
* Variante 4. Digestin con persulfato y determinacin mediante cloruro
estaoso.
* Variante 5. Digestin con cido sulfrico - ntrico y determinacin
mediante cloruro estaoso.
Nota. Estas dos variantes son ms sensibles que los tres anteriores y se
pueden aplicar a la determinacin de fsforo total en concentraciones
superiores a 3 microgramos de fsforo por litro.
La reglamentacin tcnico-sanitaria espaola adopta como valor orientador
de calidad hasta 170 microgramos por litro de fsforo en agua, y hasta 400
microgramos en P2O5. Como valor mximo tolerable se permite hasta 2,15
miligramos por litro en fsforo y miligramos por litro en P2O5.