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7/24/2019 Introduccin 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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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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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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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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* Variante 1. Digestin con cido perclrico y determinacin colorimtrica

mediante cido vanadomolibdofosfrico.

* Variante 2. Digestin con cido ntrico y determinacin colorimtrica


* Variante 3. Digestin con persulfato y determinacin colorimtrica


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.