APLICACION DE TECNOLOGIAS
MINERALURGICAS A LA
RECUPERACION DE SUELOS
CONTAMINADOS
TESIS DOCTORAL
UNIVERSIDAD DE OVIEDO
Departamento de Explotación y Prospección de minas
Autor: Felipe González Coto
Directores: D. Juan M. Menéndez Aguado, D. Jose L. Rodríguez Gallego
Abril 2011
Resumen - Abstract
RREESSUUMMEENN
A pesar de la evidente vulnerabilidad ecológica de los suelos, hasta hace
pocos años la legislación europea y la española han carecido de instrumentos
normativos para promover su protección. Lo anterior ha supuesto una clara
limitación para el desarrollo del Plan nacional de recuperación de suelos
contaminados (1995-2005), en el que se inventariaron 4.532 emplazamientos
como potencialmente contaminados. En este contexto el Real Decreto 9/2005
postula que la recuperación de un suelo contaminado se llevará a cabo aplicando
las mejores técnicas disponibles, en función de las características de cada caso,
evitando en lo posible el envío a vertedero. Para ello, existe una gama completa de
posibilidades tecnológicas de tratamiento de suelos contaminados que incluye
tratamientos térmicos (desorción, incineración, vitrificación), físico-químicos
(lavado, extracción de vapores, extracción con disolventes, estabilización,
electrocinética, etc.) y biológicos (biorremediación, fitorremediación).
La mayoría de estas técnicas presentan en la actualidad variantes que con
mayor o menor éxito permiten el tratamiento de la contaminación bien in situ
evitando la excavación, o bien on site (realizando excavación pero tratando los
suelos en el ámbito de la misma) frente a los más costosos tratamientos ex situ
realizados en plantas centralizadas. Entre todas estas posibilidades, los
tratamientos de lavado de suelos, están entre los que más interés han despertado
en los últimos años por su flexibilidad (válidos para contaminantes orgánicos y
para metales pesados), y el gran potencial de mejora e innovación que tiene la
tecnología actual. En España, según la exhaustiva información obtenida en esta
tesis, se ha utilizado habitualmente mediante equipos móviles, pero carece de
instalaciones fijas y también de desarrollos innovadores específicos, ya que la
mayor parte de la maquinaria y los diseños que existen son adaptaciones de
técnicas de separación de minerales no pensadas en un principio para la
descontaminación de suelos.
Una de las grandes ventajas de esta tecnología de lavado es precisamente
la posibilidad de llevarla adelante en tratamientos on site mediante pequeñas
Resumen - Abstract
plantas móviles, mientras que el gran problema son las dificultades existentes para
tratar suelos arcillosos y/o con mucha cantidad de materia orgánica. Estos
aspectos son algunos de los que se han desarrollado en este trabajo, enfocado a
tres emplazamientos en Asturias contaminados con metales pesados y arsénico,
dos con origen en la minería y el tercero de tipo industrial.
Algunas de las principales conclusiones de la tesis se encuentran en
cuestiones metodológicas, ya que se han puesto a punto diversos ensayos de
laboratorio que permiten realizar estudios de viabilidad para el lavado de suelos.
En concreto, se han combinado diversos aspectos geoquímicos, mineralógicos y
edafológicos de los suelos seleccionados, y se han relacionado con el
fraccionamiento granulométrico lo que ha permitido formular hipótesis sobre
equipamiento útil en su tratamiento. Como segundo paso, se han realizado
experimentos a escala piloto con equipos de procesamiento y separación de
minerales comprobando las interesantes aplicaciones que tienen para el lavado de
suelos, particularmente los hidrociclones y los separadores multigravimétricos. De
este modo, para cada uno de los suelos estudiados se ha realizado una gama
completa de ensayos de viabilidad, y para dos de ellos también de experimentos a
escala piloto, lo que ha permitido plantear esquemas de trabajo para plantas a
escala real. La utilidad última del trabajo radica en que se ha realizado con suelos
contaminados actualmente sujetos a posibles proyectos de recuperación por parte
de las administraciones competentes.
Resumen - Abstract
AABBSSTTRRAACCTT
Despite the ecological vulnerability of the soil, until recent years the
European and Spanish laws have lacked policy instruments to promote their
protection. This has been a clear limitation for the development of the Spanish
recovery plan for contaminated soils (1995-2005), in which 4,532 sites potentially
contaminated were identified. More recently, the Royal Decree 9 / 2005
postulated that the recovery of contaminated soil should be carried out using the
best techniques available, depending on the characteristics of each case, and
whenever possible, avoiding landfill. In this context, there is a full range of
technological possibilities of treatment of contaminated soils including heat
treatment (desorption, incineration, vitrification), physical-chemical (washing,
vapor extraction, solvent extraction, stabilization, etc.) and
biological (bioremediation, phytoremediation).
Most of these techniques, with varying degrees of success, facilitate
pollution treatment either avoiding excavation or allowing on site treatments,
whereas more expensive (ex situ options) in centralized plants are usually ruled
out. Among all these possibilities, the treatments of soil washing are among those
who have awakened interest in recent years because of its flexibility (valid for
organic pollutants and heavy metals) and great potential for improvement and
innovation that has the current technology. In Spain, given the exhaustive reports
obtained for this thesis, it has been concluded that only mobile plants are used,
while other facilities and innovative and specific developments are absent, as most
of the machinery and designs are adaptations of existing ore processing machines,
not originally designed for soil decontamination.
One of the great advantages of this cleaning technology is the ability to
carry out treatments on site using the abovementioned mobile and versatile plants.
However the main problems usually found are the difficulties for treating clay-
rich and/or organic matter-rich soils. These issues and others are addressed in this
work, basically focused on three polluted sites severely affected with heavy metal
Resumen - Abstract
and arsenic pollution. Two of them correspond with abandoned mining areas and
the third one, with a brownfield related to the closure of a chemical plant.
Some of the main outcomes of this thesis are related to laboratory
methodologies given that many procedures have been improved in order to
perform soil washing feasibility studies. Purposely geochemical, mineralogical
and edaphological determinations of the studied soils were combined with grain-
size calculations, with the central scope of generating hypothesis and flow-chart
alternatives to remediate the soils. As a second action, scale-pilot experiments
with ore processing machinery have been carried out, being hydrocycloning and
gravimetric approaches (in particular, the multigravimetric separator) the most
successful techniques applied. Therefore, following the preceding considerations,
a feasibility study has been completed for the three soils initially selected and, in
addition, two of them were essayed in pilot-scale equipments, which imply the
attainment of hopeful real-scale flow-charts for soil washing portable plants. This
is one of the remarkable outcomes of this thesis, given that the selected soils are
presently been studied by the regional government in order to decide on
remediation strategies.
Agradecimientos
En primer lugar, quisiera expresar mi más profunda gratitud a los Doctores
y Directores de tesis D. Juan María Menéndez Aguado y D. José Luis
Rodríguez Gallego, sin cuya cooperación, apoyo y valiosa ayuda, no habría sido
posible la realización de este trabajo.
Igualmente quisiera expresar mi agradecimiento a D. Diego Menéndez González,
D. Ricardo Álvarez Currás, D. Dimas F. Fernández Sandoval y especialmente
a D. Carlos Sierra Fernández que con su ayuda y trabajo han hecho posible que
los largos y pesados ensayos realizados en el laboratorio saliesen adelante.
No puedo olvidarme del Doctor D. Miguel A. Rodríguez Díaz que, con su ánimo
y sus pies sobre la tierra, me ha ayudado en los momentos donde las fuerzas y
ánimos flaqueaban.
A mi novia Lorena, por su comprensión y sacrificio durante estos 3 años de
trabajo.
Y a muchas personas más y amigos que, de una manera u otra, se han
preocupado por el avance de esta tesis y me han empujado a su conclusión.
A todos, muchas gracias.
Oviedo, Abril 2011
A mis padres, por todo
lo que me han
ofrecido en la vida
AGRADECIMIENTOS
PRÓLOGO
ABREVIATURAS UTILIZADASDAS S
CAPITULO I. INTRODUCCIÓN Y OBJETIVOSOS 1
I.1. Motivaciones de la investigación. 1
I.1.1. Introducción. 1
I.1.2. Inventario de suelos contaminados del Principado de Asturias. 2
I.1.3. Criterios de selección de emplazamientos. 4
I.1.4. Bases de datos desarrolladas. 4
I.2. Objetivos de la tesis. 8
CAPITULO II. APLICACIÓN DE TECNOLOGÍAS MINERALÚRGICASAS
A LA REMEDIACION DE SUELOS CONTAMINADOS: ESTADO DELL
ARTE.TE. 10
II.1. Generalidades del tratamiento de suelos contaminados. 11
II.1.2. Etapas del proceso de investigación y recuperación de un suelo
contaminado. 17
II.2. Descripción de un proceso general de lavado de suelos. 20
II.2.1. Introducción. 20
II.2.1.1. Partes y funcionamiento del proceso. 22
II.2.1.2. Tecnologías mineralúrgicas. 25
II.2.1.3. Tecnologías de extracción química. 34
II.2.1.4. Combinación de ambas. 41
II.2.2. Ejemplos tecnologías: Soldec. 44
II.2.3. Fases desarrollo proyecto lavado de suelos. 47
II.2.4. Aplicabilidad de tecnologías de lavado. 48
II.2.5. Ventajas y limitaciones del lavado. 49
II.2.6. Costes del tratamiento de tecnologías de lavado. 50
II.2.7. Estado de la tecnología de lavados de suelo. 50
II.2.7.1. Europa. 51
II.2.7.2. EEUU. 52
II.2.7.3. Canadá. 53
II.3. Estudio de las tecnologías de lavado de suelos en España: experiencias
recientes. 54
II.3.1. Instalación de CLH en El Grao. 54
II.3.2. Restauración del embalse de Flix. 56
CAPITULO III. MATERIALES Y METODOSOS OS 60
III.1. Suelos objeto de estudio. 61
III.1.1. Emplazamiento I: Suelo afectado por residuos mineros y aguas ácidas
(Los Rueldos) 63
III.1.1.1. Toma de muestras. 64
III.1.1.2. Preparación de muestras y análisis químico. 65
III.1.1.3. Estadística multivariable. 66
III.1.2. Emplazamiento II: Suelo afectado por residuos minero-metalúrgicos
(La Soterraña) 67
III.1.2.1. Toma de muestras. 71
III.1.2.2. Preparación de muestras y análisis químico. 73
III.1.2.3. Tamizado en húmedo. 74
III.1.2.4. Estadística multivariable. 74
III.1.2.5. Estudio gravimétrico especifico. 75
III.1.3. Emplazamiento III: Suelo afectado por cenizas de pirita (Nitrastur) 76
III.1.3.1. Toma de muestras. 78
III.1.3.2. Caracterización geoquímica. 78
III.1.3.3. Estudio granulométrico, mineralógico y edafológico. 79
III.1.3.4. Experimentación de separación física. 80
III.2. Métodos mineralúrgicos de preparación. 84
III.2.1 Métodos de reducción de tamaño. 84
III.2.1.1. Métodos de trituración. 84
III.2.1.2. Métodos de molienda. 94
III.2.1.3. Estimación de consumos energéticos en trituración y molienda. 99
III.2.2 Métodos de separación por tamaños. 117
III.2.2.1. Métodos de cribado y clasificación en campo centrífugo. 117
III.3. Métodos mineralúrgicos de concentración. 129
III.3.1 Métodos de concentración por densidad. 130
III.3.1.1. Mesa de sacudidas. 130
III.3.1.2. Espiral concentradora. 136
III.3.1.3. Mesa Mozley C800. 138
III.3.1.4. Separador Multigravimétrico MGS. 144
III.3.1.5. Separador ICON. 153
III.4. Métodos de Caracterización. 155
III.4.1. Análisis edafológicos. 155
III.4.1.1. Medidas de pH y conductividad. 155
III.4.1.2. Determinación de textura. 157
III.4.1.3. Determinación de materia orgánica. 158
III.4.1.4. Medida de cationes principales. 160
III.4.1.5. Difracción de rayos X. 161
III.4.2.Análisis químicos. 162
III.4.2.1. Analítica multielemental por ICP-OES. 162
III.4.2.2. Métodos estadísticos de interpretación: Análisis multivariante. 164
III.4.3 Análisis granulométrico. 168
III.4.3.1. Protocolos de tamizado en húmedo. 168
III.4.3.2. Dispersión láser. 169
CAPITULO IV. ENSAYOS REALIZADOS Y RESULTADOS OBTENIDOS
IV.1. Emplazamiento Los Rueldos. 173
IV.1.1. Resultados 173
IV.2. Emplazamiento La Soterraña. 178
IV.2.1. Resultados y discusión. 179
IV.2.1.1. Estudio inicial de caracterización. 179
IV.2.1.2. Estudio multivariable. 181
IV.2.1.3. Estudio de gravedad especifica. 183
IV.2.1.4. Ensayo realizado con el MGS. 185
IV.2.1.5. Diseño del lavado de suelos. 187
IV.2.1.6. Cálculo del Índice de Bond para suelos. 188
IV.3. Emplazamiento Nitrastur. 198
IV.3.1. Resultados y discusión. 198
IV.3.1.1. Caracterización multivariable. 198
IV.3.1.2. Caracterización edafológica y mineralógica. 201
IV.3.1.3. Caracterización granulométrica. 202
IV.3.1.4. Resultados de tratamiento en hidrociclón. 204
IV.3.1.5. Ensayos y resultados del tratamiento experimental en hidrociclón de
fondo plano. 207
CAPITULO V. CONCLUSIONESES 211
V.1. Conclusiones particulares. 212
V.1.1. Emplazamiento Los Rueldos. 212
V.1.2. Emplazamiento La Soterraña. 212
V.1.3. Emplazamiento Nitrastur. 213
V.2. Conclusiones Generales. 214
CAPITULO VI. PROYECCIÓN DE LA INVESTIGACIÓNÓN 216
VI.1. Difusión de los resultados. 217
VI.1.2. Resúmenes de artículos publicados. 219
VI.2. Líneas de investigación futuras. 223
CAPITULO VII. REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICASAS 225
ANEXOSOS 234
A. Otras tecnologías de tratamiento de suelos contaminados. 235
B. Esquema proceso para MGS. 249
C. Artículos publicados. 251
PPRROOLLOOGGOO
Sobre toda la piel de este Planeta Azul, el hombre ha ido marcando el
territorio ocupado con el peor de los signos de identidad posibles.
Conforme hemos avanzado en �civilización� nos hemos vuelto más
incivilizados y no nos hemos conformado con usar la tierra que nos da
cobijo, sino que hemos puesto tan poco cuidado en protegerla que,
incluso, nuestros empeño parecía que era destruirla.
Todos los países del mundo se encuentran marcados por esa huella de
la contaminación que, cuando afecta a la atmosfera que nos protege, es
grave y peligrosa, pero cuando transciende al suelo y el subsuelo se
hace, además, permanente y compleja de eliminar.
En el tiempo que nos ha tocado vivir parece que hemos llegado a tener
conciencia de esta situación, que nos convoca a rectificar mentalidades
y a tratar de corregir tanta herida y envenenamiento. La tarea es
ardua, es muy compleja y tiene una carga económica muy pesada. Pero
nada nos exime de la necesidad de actuar, por la doble vía de evitar y
de curar el daño que quizás, ya sea inevitable.
No cabe duda de que, para hacer frente a esta tarea, hemos de emplear
la mejor tecnología, pero sin olvidarnos que corren tiempos difíciles
para las inversiones que estas actuaciones requieren. En este sentido
las enseñanzas obtenidas especialmente en países que nos llevan años
de ventaja, tienen que ser clave para el mejor �buen hacer� que a los
técnicos se nos demanda.
Frente a estas realidades hoy es notorio que existen y han progresado,
a grandes pasos, las técnicas de descontaminación de suelos. Pero
debemos seguir trabajando en combinar técnicas experimentadas en
otros campos con técnicas experimentales con un objetivo único final:
restaurar el suelo contaminado.
Abreviaturas
AABBRREEVVIIAATTUURRAASS UUTTIILLIIZZAADDAASS
CE Chemist Extraction. (Extracción química)
EDTA Ethylenediaminetetraacetic acid.
ITRC Interstate Technology & Regulatory Council. (Consejo interestatal de
tecnología y regulación)
MGS Multigravity Separator. (Separador multigravimetrico)
PMET Pittsburgh Mineral & Environmental Technology, Tecnología para la
recuperación y separación de pinturas
PS Physic Separation. (Separación física)
RDA República democrática Alemana
SAFR Shooters' Alliance for Firearms Rights. (Alianza de tiradores por los
derechos de las armas de fuego)
SW Soil Washing. (Lavado de suelos)
TCLP Toxicity Characteristic Leaching Procedure. (Procedimiento característico
de toxicidad en la lixiviación)
USACE United States Army Corps of Engineer. (Cuerpo de ingenieros de la
armada Americana)
USBOM United States Bureau of mines. (Oficina de las minas de América)
USEPA � EPA United States Environmental Agency. (Agencia medioambiental
americana)
�
�
�Capítulo�I�
Introducción y objetivos�
Introducción y objetivos
1�
I.1 Motivaciones de la investigación.
I.1.1 Introducción.
Desde tiempos de Platón, el suelo ha sido considerado como soporte de la
vida y uno de los elementos naturales básicos aunque, actualmente, esta
consideración ha aumentado en importancia debido a que el aumento poblacional
está provocando su degradación y empobrecimiento y por tanto, la pérdida de una
fuente de recursos muy importante.
En antiguas áreas mineras e industriales en las que se desarrollaron
actividades potencialmente contaminantes, las huellas de esos procesos se revelan
en forma de ruinas industriales, con suelos que en muchos casos presentan altos
grados de contaminación. El empuje expansivo de las ciudades, que tiende a
cercar terrenos antiguamente industriales, hace que la demanda de suelo
urbanizable sea cada vez mayor, y que los espacios anteriormente dedicados a
actividades industriales, resulten atractivos para otros usos de tipo residencial o
comercial.
En este contexto, parece un nicho de investigación interesante el trabajo
con metales pesados, máxime cuando esto se viene realizando con cierta
frecuencia en otros países desarrollados. Si particularizamos en Asturias, el
razonamiento ya expuesto cobra mayor interés ya que, dada la historia y el
presente industrial de esta región, es indudable la presencia de un buen número de
emplazamientos afectados por metales pesados y arsénico.
Como consecuencia de lo anterior, a la hora de realizar las valoraciones
reales de las posibles aplicaciones de las teorías a desarrollar en esta tesis, era
necesario �estudiar� la realidad presente en nuestra región y ver las distintas
posibilidades de aplicación práctica de los futuros resultados sobre �problemas�
existentes sin resolución actual.
Ello nos llevó al �INVENTARIO DE SUELOS CONTAMINADOS DEL
PRINCIPADO DE ASTURIAS�, documento base de partida para la posterior
Introducción y objetivos
2�
selección de los emplazamientos que trabajaríamos y estudiaríamos en nuestros
ensayos de laboratorio.
I.1.2 Inventario de suelos contaminados del Principado de
Asturias.
La Ley 10/98, de 21 de Abril, de Residuos, señala en su artículo 27 que las
Comunidades Autónomas declararán, delimitarán y harán un inventario de los
suelos contaminados debido a la presencia de componentes peligrosos de origen
humano, evaluando los riesgos para la salud humana o el medioambiente, de
acuerdo con los criterios y estándares que se determinen. A partir del inventario,
las Comunidades Autónomas debieron realizar una lista de prioridades de
actuación.
Siguiendo estas directrices durante el año 2.001, se procedió a la
realización del Proyecto �Caracterización y Elaboración del Inventario de Suelos
Contaminados� en el que se inventariaron 694 emplazamientos potencialmente
contaminados en Asturias y se caracterizaron 68 de ellos, dando como resultado
un informe de carácter público y oficial con el mismo nombre.
La valoración primaria de la situación de una serie de emplazamientos
contaminados obtenida tras la realización de la primera fase del Inventario de
Suelos Contaminados del Principado de Asturias, permitió establecer la necesidad
de la realización de una investigación más exhaustiva en algunos, de cara a la
obtención de un conocimiento detallado que permita valorar de manera adecuada
el riesgo medioambiental que plantean.
De este modo, en una segunda fase se abordaron trabajos de
caracterización detallada de doce emplazamientos, alcanzándose lo que se podría
denominar Nivel II en una escala que vendría definida de la manera descrita a
continuación.
NIVEL 0: Inclusión del Emplazamiento en el Inventario de Suelos
Potencialmente Contaminados.
Introducción y objetivos
3�
NIVEL I: Caracterización Superficial del Emplazamiento, con la
realización de la ficha correspondiente.
NIVEL II: Caracterización Exhaustiva, con toma de muestras de suelos
y aguas en profundidad.
La elección se centró la mayor parte de los casos en antiguos
emplazamientos de la minería metálica en Asturias, en especial en lo referente a
las explotaciones de mercurio. Además se incluyó un emplazamiento afectado por
contaminación orgánica, así como otros dos con metales pesados de tipo
industrial. A continuación se presenta el listado de los 12 emplazamientos
caracterizados con Nivel II.
EMPLAZAMIENTO MUNICIPIO Tipo de
Contaminación
OLICIO CANGAS DE ONÍS Minería Hg-As
NITRASTUR LANGREO Metales pesados
FELGUERA MELT LANGREO Metales pesados
BRAÑALAMOSA LENA Minería Hg-As
MARAMUÑIZ LENA Minería Hg-As
SOTERRAÑA LENA Minería Hg-As
QUÍMICA ALBA LLANERA Orgánicos (PAHs)
LOS RUELDOS MIERES Minería Hg-As
LA PEÑA � TERRONAL MIERES Minería Hg-As
EL RUCIO MIERES Minería Hg-As
MINAS DEL ARAMO RIOSA Minería Cu-As
CAUNEDO SOMIEDO Minería Hg-As
Tabla I.1. Ejemplos de emplazamientos Nivel II en Asturias
Introducción y objetivos
4�
I.1.3 Criterios de selección de emplazamientos.
Por todo lo anterior, y sin perder de vista criterios de aplicabilidad e
innovación que se pretenden tener en cuenta en el desarrollo de esta tesis doctoral,
se seleccionaron 3 emplazamientos que posteriormente se describirán, bajo los
siguientes criterios:
- Aplicabilidad: los emplazamientos deberían de estar incluidos en el
inventario antes descrito, con el objetivo de buscar una aplicabilidad a
los estudios y conclusiones obtenidas en esta tesis doctoral.
- Proximidad: como nuestro laboratorio de trabajo se encontraría en el
Campus de Barredo de Mieres, a la hora de realizar el muestreo y su
transporte/conservación, sería adecuado un emplazamiento que no
estuviese demasiado alejado del mismo.
- Accesibilidad: deberíamos de disponer tanto de los permisos para la
obtención de muestras, así como de la facilidad suficiente para su
recogida, transporte, almacenamiento, etc.
- Relevancia: dentro de todos los emplazamientos descritos en el
inventario anterior, se optó por la selección de aquellos que más
directamente pudiesen estar planteando problemas medioambientales.
I.1.4 Bases de datos desarrolladas.
Para el desarrollo inicial de esta tesis doctoral se han creado dos
herramientas básicas que nos permitiesen tener una visión global y ordenada de
toda la posible información que pudiésemos ir recopilando en función de su
origen de procedencia. Hablamos de Base de datos bibliográfica y Encuesta y
base de datos nacional empresarial.
En una primera exploración de la posible documentación a utilizar en la
definición y metodología de la presente tesis, nos encontramos con una enorme
Introducción y objetivos
5�
cantidad de documentos, artículos y reviews sobre las distintas tecnologías de
remediación de suelos contaminados a nivel mundial.
Figura I.1 Ejemplo de la base de datos bibliográfica.
Por ello se ideó una base de datos bibliográfica que nos permitiese
clasificar la documentación obtenida durante varios meses de búsqueda
bibliográfica en función de su procedencia y el tipo de tecnología utilizada. Para
llevar esto a cabo, era necesario al mismo tiempo, definir una nomenclatura para
la clasificación de estos documentos referencia en el desarrollo de esta tesis
doctoral.
Introducción y objetivos
6�
Tras varios meses de trabajo, se terminó esta base de datos bibliográfica
con más de 500 documentos clasificados y titulados en función de su año de
publicación y autor/es. En cierta medida, hemos de destacar que esto ha sido
posible a la utilización de nuevas tecnologías de búsqueda bibliográfica (motores
de búsqueda electrónicos) que nos permitiese tener acceso a las principales
bibliotecas digitales internacionales en más de 500 universidades así como a
revistas técnicas, resúmenes de jornadas, conferencias, simposios, etc.
Con el fin de completar la información disponible se decidió realizar un
estudio exhaustivo del mercado nacional en este ámbito para tener una clara idea
del estado del arte de esta tecnología en nuestro país. Para ello, se desarrolló una
encuesta en empresas del ámbito de los suelos contaminados que nos permitiese
conocer de una manera lo más certera posible las posibilidades que las empresas
ofertaban en remediación-lavado de suelos.
Esta encuesta fue enviada a más de 100 empresas en todo el ámbito
nacional, lo que aportó información necesaria para la realización de una base de
datos empresarial de actividades sobre suelos contaminados en general, y sobre
lavado de suelos en particular.
Como resultado del estudio, la encuesta que hemos realizado muestra un
gran número de empresas en España que incluyen como una de sus principales
actividades los trabajos sobre �Suelos Contaminados�. Este número se reduce
drásticamente cuando se trata de que ejecuten trabajos de
remediación/recuperación de suelos, y finalmente solo un número bajo (unas 5)
�declaran� haber realizado tratamientos de lavado. Toda esta información se ha
trabajado en forma de base de datos (ver Figura I.2).
En concreto, trabajos de lavado recientes de los que se ha tenido
información son, por ejemplo, los realizados en el País Vasco en Lezo
(Guipúzcoa) y más recientemente en Santurce (Vizcaya); en la antigua instalación
de CLH en El Grao (Valencia) con una máquina de lavado móvil (previo a la
Introducción y objetivos
7�
realización de una desorción térmica); o en el embalse de Flix en Cataluña. De
algunas de estas experiencias, hablaremos en particular en el capítulo siguiente.
Existe también por parte de alguna de las empresas consultadas la
intención de instalar una planta fija en España, aunque obviamente esta cuestión
ha chocado con la coyuntura actual de crisis económica. Por otro lado, empresas
con capital extranjero ofrecen, por ejemplo, los servicios de tecnología belga
puntera en el sector en Europa.
Figura I.2 Ejemplo de la base de datos de empresas contactadas.
En cuanto al tipo de contaminantes tratados, en todos los casos de los que
hemos tenido noticia se han lavado terrenos afectados con hidrocarburos
existiendo, por el contrario, gran interés en el sector en encontrar tecnologías
adecuadas para metales pesados (precisamente la temática principal de esta tesis
doctoral).
Introducción y objetivos
8�
I.2 Objetivos de la tesis.
Cabría destacar en la definición de los objetivos de la tesis que ésta ha
formado parte de un amplio proyecto a nivel nacional denominado CLEAM
(Construcción limpia, eficiente y amigable con el medioambiente) financiado por
el CDTI a través del programa CENIT con una duración de 4 años, subdivido en
tareas o líneas de investigación. Entre estas tareas se encuentra la denominada
subtarea 2.4 dedicada a la recuperación de suelos y sedimentos contaminados en
el contexto de la realización de obra civil.
Así, los objetivos que se pretenden alcanzar con el desarrollo e
investigación de la presente tesis son:
1. Creación de dos bases de datos documentales (bibliografía especializada,
empresarial en el ámbito español) susceptibles de ser usadas por todos los
centros de investigación enmarcados en el proyecto CLEAM cuya temática
especifica sea la descontaminación de suelos.
2. Selección adecuada y muestreo de varios emplazamientos contaminados en
la región del Principado de Asturias, de acuerdo a las conclusiones obtenidas
en el apartado anterior (I.1).
3. Analizar de manera exhaustiva las características de los suelos
contaminados con metales pesados paradigmáticos de cara a su posible
tratamiento mediante lavado. Para ello se integrará información de todo tipo
(granulométrica, edafológica, mineralógica, química, etc.) de cada uno de
ellos.
4. Aplicar los resultados de la caracterización anterior a los experimentos a
realizar en los distintos equipos mineralúrgicos.
5. Selección de los equipos mineralúrgicos objeto de estudio con posibilidad de
aplicación en el campo de la descontaminación de suelos. Estos se emplearán
Introducción y objetivos
9�
para la realización de diversos ensayos sobre los emplazamientos
seleccionados que nos encaminen a la obtención de conclusiones útiles para
el futuro diseño de plantas móviles con destino al trabajo a escala real (la
validación a escala real está fuera de los objetivos del proyecto, pero sí es la
consecuencia inmediatamente posterior).
�
�Capítulo�II�
Aplicación�de�tecnologías�
mineralúrgicas�a�la�remediación�de�
suelos�contaminados:�estado�del�arte�
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
11
II.1. Generalidades del tratamiento de suelos
contaminados.
El suelo constituye uno de los recursos naturales más importantes con el
que contamos al ser el substrato que sustenta la vida en el planeta. Su importancia
radica en que es un elemento dinámico natural y vivo que constituye el interfaz
entre la atmósfera, la litosfera, la biosfera y la hidrosfera, sistemas con los que
mantiene un continuo intercambio de materia y energía (Figura II.1). Esto lo
convierte en una pieza clave del desarrollo de los ciclos biogeoquímicos
superficiales y le confiere la capacidad para desarrollar una serie de funciones
esenciales en la naturaleza de carácter medioambiental, ecológico, económico,
social y cultural.
Figura II.1. Esquema horizontes del suelo (Modificado de Hangsheng Lin, Hydropedology;
bridging disciplines, scales, and data, Vadose Zone Journal (February 2003), 2: 1-11)
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
12�
Hablamos por tanto de un recurso no renovable a corto ni a medio plazo,
dado que los procesos que lo generan son extremadamente lentos. Esto se
manifiesta en que a menudo la degradación del suelo no es tan evidente y con una
clara relación causa-efecto como en la atmósfera y la hidrosfera, y por otra parte
también implica que los fenómenos que llevan a la recuperación de un suelo
contaminado también son más lentos. Por todo ello, es de suma importancia
concienciar a la opinión pública sobre este aspecto y establecer medidas
ambientales y políticas de actuación que garanticen la protección y conservación
de los suelos.
El grave problema que representa la contaminación de los suelos es un
aspecto que sólo recientemente está siendo reconocido. Antes de la década de los
70 se hablaba de la contaminación del aire y del agua, pero al suelo se le
consideraba con una capacidad de autodepuración casi infinita. La sensibilidad
mundial comienza a cambiar a partir de la declaración de la "Carta Europea de
Suelos" desarrollada por la Comunidad Europea en 1972. Así, en el 4ª Programa
de Acción Ambiental de la Comunidad Europea (1987-1992) se reconoció por fin
de manera oficial la necesidad de una reglamentación referente a la protección del
suelo y se insta a los gobiernos de los países miembros a elaborar una normativa
de protección bajo las directrices recogidas en las "Bases Científicas para la
Protección del Suelo en la Comunidad Europea". En esta normativa se propone
"salvaguardar las propiedades y condiciones que aseguren el cumplimiento de las
funciones del suelo". Considerándose como principales funciones: el crecimiento
vegetal, la producción de alimentos, la filtración del agua, y la participación del
suelo de forma activa en los ciclos geoquímicos de los elementos.
En España, la problemática derivada de la contaminación de terrenos
constituye uno de los problemas ambientales que más atención han reclamado por
parte de empresas e investigadores en los últimos años. Así como en la temática
de las aguas contaminadas, la legislación y las aproximaciones técnicas y
científicas poseen un recorrido extenso, el tema de los suelos había permanecido
hasta los años 90 en segundo plano a pesar de encontrarnos en un país amenazado
por la desertificación y por los usos indebidos del suelo. No obstante, a raíz de
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
13�
hechos tales como el accidente de Aznalcóllar o incluso la catástrofe del Prestige
(no olvidemos que las arenas de playa son otro tipo de suelo) se ha puesto en
primera línea la problemática que nos ocupa. Como consecuencia, en diversos
proyectos se han venido realizando inventarios de suelos contaminados; se han
puesto en marcha iniciativas legales por parte de varias Comunidades Autónomas;
y, por último, se ha publicado el Real Decreto 9/2005 que regula la relación de
actividades potencialmente contaminantes del suelo, y los criterios y estándares
para la declaración de suelos contaminados.
Actualmente, el origen de la mayor parte de los terrenos contaminados se
debe en su mayor parte a la industria pesada, dentro de la que se pueden distinguir
los siguientes tres grupos:
1) La industria química, asociada tanto a contaminación por hidrocarburos
y otras contaminantes orgánicos, como en ocasiones a metales pesados (industrias
de los fertilizantes, explosivos, petroquímica, etc.).
2) La industria metalúrgica, generadora de procesos de contaminación de
un buen número de elementos traza (arsénico, cadmio, cromo, plomo, zinc y
mercurio).
3) Las instalaciones de la industria extractiva, que suponen también una
fuente de un amplio espectro de sustancias altamente perjudiciales; no hay más
que pensar en el elevado número de actividades potencialmente contaminantes
llevadas a cabo en las mismas (beneficio mineral, almacenamiento de residuos en
balsas de lodos o similares, producción de aguas ácidas, etc.).
En nuestro país no existen estudios globales sobre la extensión de estos
espacios degradados por la contaminación. Sí nos constan no obstante, datos de
otros países europeos, entre las que destacan las 128.000 Ha de Alemania, las
39.600 Ha del Reino Unido o las 20.000 Ha de Francia. Particularmente, destaca
el caso de Alemania donde la absorción de la antigua industria de la RDA a
principios de los 90 ha generado enormes gastos en recuperación ambiental.
Paralelamente en los EE.UU. desde los años 80, el programa Superfund de la EPA
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
14�
ha identificado y organizado la descontaminación de múltiples emplazamientos
contaminados, muchos de ellos asociados a la industria militar.
El término �suelos contaminados� debe entenderse según se desprende del
apartado anterior en sentido amplio, puesto que incluye tanto el �suelo
edafológico� como las zonas no saturada y saturada del subsuelo, o bien incluso
�suelos� de características muy especiales como son los litorales y concretamente
las playas. En realidad el término más preciso para la materia que tratamos en este
texto sería el anglosajón �Site assessment and remediation�, o de forma más
simple �Site remediation�, traducible por �recuperación/remediación de terrenos
o emplazamientos contaminados�.
En general, la contaminación del suelo consiste en una degradación
química que provoca la pérdida parcial o total de la productividad del suelo como
consecuencia de la acumulación de sustancias toxicas en unas concentraciones
que superan el poder de amortiguación natural del suelo y que modifican
negativamente sus propiedades. Esta acumulación se realiza generalmente como
consecuencia de actividades humanas exógenas, aunque también se puede
producir de forma natural o endógena cuando los procesos de �edafización�
liberan elementos químicos contenidos en las rocas y los concentran en el suelo
alcanzando niveles tóxicos. Como ya se ha señalado, las propiedades físicas,
químicas, fisicoquímicas y biológicas del suelo controlan en gran medida los
ciclos biogeoquímicos superficiales, en los que actúa como un reactor complejo
que sirve de elemento protector de otros medios más sensibles frente a elementos
contaminantes. Así, el suelo ejerce su labor protectora a través de su poder de
amortiguación o capacidad natural de depuración de la contaminación.
Esta atenuación de los elementos nocivos contaminantes se realiza, entre
otras, a través de reacciones de complejación, reacciones de adsorción y
desorción, reacciones de precipitación y disolución, reacciones de
oxidorreducción, reacciones ácido-base y reacciones derivadas de procesos
metabólicos. Todas estas reacciones están estrechamente controladas por
propiedades del suelo como su textura, estructura, porosidad, capacidad de
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
15�
intercambio catiónico, pH, Eh y la actividad microbiológica. En cualquier caso,
hay que tener muy presente que el poder de amortiguación de un suelo no es
ilimitado y cuando se rebasa, el suelo deja de ser eficaz como sumidero de la
contaminación, llegando incluso a invertirse el proceso y a convertirse en una
fuente de contaminación para los organismos del suelo y para el medio
circundante.
Existen numerosas formas de mitigar o eliminar los riesgos planteados por
los suelos contaminados, pero, debido a la complejidad y diversidad de sus
circunstancias, no hay dos casos semejantes y no hay una única solución aplicable
de forma general. Por ello, al abordar el problema de un espacio contaminado, en
primer lugar hay que examinar a fondo informes de caracterización y una
evaluación de riesgos y, a partir de la información que contienen sobre los
problemas existentes en el emplazamiento, definir los objetivos específicos de la
actuación. Con este modelo, actualmente la legislación vigente en España delimita
claramente el proceso a seguir:
a) Elaboración de informes de situación.
· Los titulares de actividades potencialmente contaminantes deben presentar
periódicamente un Informe de Situación de suelos
· El informe es obligatorio para solicitar licencia o autorización de nueva
actividad o que suponga un cambio de uso del suelo.
b) Proceso administrativo de declaración (Figuras II.2 y II.3).
· La administración valora los informes de situación, y otras informaciones
que puedan existir (inventario de suelos contaminados, etc.) y decide si ha
lugar a desarrollar una investigación del emplazamiento y su profundidad
(estudios complementarios y análisis de riesgos).
· En caso de que el análisis o evaluación de riesgos sea o se presuponga
positivo (riesgo inaceptable), el suelo se declara como contaminado.
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
16�
· En función de las prioridades establecidas, la administración requerirá al
responsable la descontaminación del suelo que presente y ejecute el
proyecto de descontaminación pertinente. En el momento en el que se
alcancen los objetivos perseguidos el suelo se declarará descontaminado,
quedando siempre una nota sobre el proceso acaecido en el Registro de la
propiedad.
Otros informesADMINISTRACIÓNVALORACIÓN DE
INFORMES
TITULAR DE LA ACTIVIDADINFORME DE SITUACIÓN
¿Hay indicios decontaminación?
INFORMES COMPLEMENTARIOS
ANÁLISIS DE RIESGOS
¿Riesgoinaceptable?
DECLARACIÓN DE SUELO CONTAMINADO
ACCIONES DE DESCONTAMINACIÓN
¿Riesgoinaceptable?
DECLARACIÓN DE SUELO CONTAMINADO
ACCIONES DE DESCONTAMINACIÓN
SI
NO
SI
NO
Otros informesADMINISTRACIÓNVALORACIÓN DE
INFORMES
TITULAR DE LA ACTIVIDADINFORME DE SITUACIÓN
¿Hay indicios decontaminación?¿Hay indicios decontaminación?
INFORMES COMPLEMENTARIOS
ANÁLISIS DE RIESGOS
¿Riesgoinaceptable?
¿Riesgoinaceptable?
DECLARACIÓN DE SUELO CONTAMINADO
ACCIONES DE DESCONTAMINACIÓN
¿Riesgoinaceptable?
¿Riesgoinaceptable?
DECLARACIÓN DE SUELO CONTAMINADO
ACCIONES DE DESCONTAMINACIÓN
SI
NO
SI
NO
Figura II.2. Secuencia del proceso administrativo completo.
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
17�
PROYECTO DE DESCONTAMINACIÓN
DECLARACIÓN DE SUELO CONTAMINADO
VERIFICACIÓN DE RESULTADOS
¿Riesgo residualaceptable?
DECLARACIÓN DE SUELO DESCONTAMINADO
SI
NO
REGISTRO DE LA PROPIEDAD
INVENTARIO DE SUELOS CONTAMINADOS
PROYECTO DE DESCONTAMINACIÓN
DECLARACIÓN DE SUELO CONTAMINADO
VERIFICACIÓN DE RESULTADOS
¿Riesgo residualaceptable?
¿Riesgo residualaceptable?
DECLARACIÓN DE SUELO DESCONTAMINADO
SI
NO
REGISTRO DE LA PROPIEDAD
INVENTARIO DE SUELOS CONTAMINADOS
Figura II.3. Declaración de suelo contaminado/descontaminado.
II.1.2. Etapas del proceso de investigación y recuperación de un
suelo contaminado.
En las páginas anteriores se ha indicado el proceso administrativo que
conlleva el trabajo con suelos contaminados, paralelamente a aquel se han
desarrollado toda una serie de labores de tipo técnico. Cada grupo de ellas
(informes preliminares, investigación del emplazamiento, análisis de riesgos, etc.)
sería suficiente para una descripción prolija, más allá de los objetivos de esta tesis,
ligados únicamente a una técnica de remediación, motivo por el que solamente se
hará una aproximación somera mediante la siguiente enumeración:
Ø Localización de contaminantes y su evolución (situación previa, foco,
vías de migración, etc.): Modelo conceptual.
Ø Evaluar el impacto de la contaminación (posibles receptores) è
Análisis de riesgos.
Ø Predecir evolución futura del emplazamiento incluyendo estrategias de
remediación.
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
18�
Ø Diseñar e implementar técnicas de recuperación efectivas y
económicas.
Ø Diseñar programa de monitorización.
Particularmente, las técnicas de remediación/recuperación se pueden
dividir en cuatro grandes categorías:
- confinamiento
- tratamiento in situ
- excavación y tratamiento on site u off site.
- excavación y vertido controlado.
Se entiende por confinamiento un conjunto de medidas destinadas a aislar
la fuente de contaminación, evitando la salida de lixiviados, polvo y gases, la
entrada de aguas superficiales y subterráneas y el contacto directo.
El tratamiento in situ se realiza en el propio espacio contaminado, sin
extraer el suelo, mediante tecnologías que siguen en desarrollo, aplicándose cada
vez con más frecuencia. Suelen ser menos costosas, pero el tiempo requerido para
la recuperación del espacio contaminado es bastante largo.
El tratamiento on site del suelo contaminado se realiza en el mismo lugar,
pero extrayéndolo del terreno. Generalmente se utilizan unidades móviles de
tratamiento, diseñadas para limpiar el suelo y/o el agua contaminada. El suelo
recuperado se puede restituir en el mismo sitio. Este tratamiento requiere mucho
espacio y un volumen de suelo contaminado grande para que sea viable su
utilización, ya que este tipo de instalación es muy costosa.
El tratamiento off site del suelo contaminado excavado se realiza en un
lugar fuera del emplazamiento, generalmente en instalaciones centralizadas
autorizadas para la recuperación de suelos contaminados o el tratamiento de
residuos industriales especializados. Su viabilidad requiere la existencia de
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
19�
instalaciones adecuadas a distancias pequeñas del emplazamiento, ya que se
necesita el transporte de grandes volúmenes de suelo contaminado.
En el anexo A se describen las tecnologías de tratamiento más importantes.
Como se verá, algunas de ellas son aplicables al tratamiento in situ y a los suelos
excavados (on site y off site), mientras que otras lo son solamente a una de ambas
formas de recuperación. Su aplicación depende de las características del suelo y
del contaminante, de la eficacia esperada con cada tratamiento, de su viabilidad
económica y del tiempo estimado para su desarrollo.
Los tratamientos in situ requieren menos manejo pero por lo general son
más lentos y más difíciles de llevar a la práctica dada la dificultad de poner en
contacto íntimo a los agentes de descontaminación con toda la masa de suelo
contaminada. Los tratamientos ex situ suelen ser más costosos pero también más
rápidos, consiguiendo normalmente una recuperación más completa de la zona
afectada.
En el caso del vertido controlado, previo al vertido se realizan operaciones
de tamizado para la separación de piedras y escombros, evitando el completo
transporte del mismo al vertedero. Una vez allí, mediante técnicas de
confinamiento, el suelo es depositado, sellado y controlado. En los últimos años,
muchas investigaciones han ido encaminadas a tratar de recuperar los suelos
contaminados en vez de destruirlos. La destrucción de los suelos se realiza
generalmente trasladándolos a vertederos adecuadamente aislados y controlados
porque se intuye que otros tratamientos de recuperación no ofrecen las garantías
suficientes para contener la contaminación. Sin embargo en la actualidad se
dispone de un amplio abanico de tecnologías de recuperación de suelos
contaminados, algunas de aplicación habitual y otras todavía en fase experimental,
diseñadas para aislar o destruir las sustancias contaminantes alterando su
estructura química mediante procesos generalmente químicos, térmicos o
biológicos.
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
20�
II.2. Descripción general de un proceso de lavado de
suelos.
II.2.1. Introducción.
La tecnología de lavado de suelos puede ser usada indistintamente para la
descontaminacion de suelos con contaminantes tanto orgánicos como inorgánicos,
siendo de mayor aplicabilidad para el primero de los casos. Sin embargo,
desarrollos actuales de tecnologías emergentes están haciendo que su uso para
descontaminacion de suelos con contaminantes inorgánicos (metales pesados)
empiece a crecer.
El lavado de suelos representa una tecnología por si misma, pero
normalmente se usa en combinación con otras tecnologías de tratamiento. Quizás
el principal uso del lavado de suelo sea como técnica de reducción de volumen en
donde los contaminantes son concentrados en una pequeña porción de material.
Así, a mayor porcentaje de arena y grava a tratar (que puede ser lavada y devuelta
al sitio de procedencia), mayor será el coste efectivo del lavado del suelo.
Idealmente, el proceso de lavado de suelos podría llegar a volúmenes de reducción
del 90 % (lo que significa que solo el 10 % del volumen original del suelo
requeriría un tratamiento posterior).
Debido a la similitud que los equipos de lavado de suelos presentan con
los equipos de procesamiento de minerales, se pretende estudiar en esta tesis, para
suelos con elevada concentración de contaminantes metálicos, la aplicabilidad de
diversos equipos de procesamiento de minerales en el ámbito de lavado de suelos
contaminados con metales pesados.
El lavado de suelos puedo considerarse como uno de los pocas alternativas
de tratamiento permanente para la eliminación de contaminantes metálicos de los
suelos. Pero este tratamiento no es único, ya que atendiendo a los procesos
involucrados en el mismo, podemos disponer de diversas tecnologías o incluso de
alternativas mixtas con otras técnicas distintas de lavado.
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
21�
En la Figura II.4, pueden observarse un diagrama esquemático de las
distintas tecnologías típicas usadas en el lavado de suelos: 1. Separación física
(PS); 2. Extracción química (CE); 3. Combinación de ambas (PS/CE).
Así la separación física (PS) concentra los contaminantes metálicos en el
volumen más pequeño de suelo a través de las diferencias en las determinadas
características físicas entre las partículas portadoras del metal y las de suelo
(tamaño, densidad, magnetismo, etc.).
La extracción química (CE) basa su tecnología en la disociación del metal
contaminante del suelo mediante un extractor acuoso que contiene agentes
químicos como ácidos o quelantes.
Figura II.4. Diagrama esquemático opciones típicas en lavado de suelos (Dermont et al., 2007).
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
22�
II.2.1.1. Partes y funcionamiento del proceso de lavado de suelos.
Generalmente, todo proceso de lavado de suelos suele estar compuesto por
las siguientes partes, tal y como muestra el diagrama de la figura II.5:
- Preparación: en este módulo se eliminan y limpian los gruesos y
escombros presentes en el suelo a tratar. Del mismo modo, tras la
eliminación anterior, se procede a una homogeneización del suelo para
un mejor procesado del mismo en la etapa posterior. En los casos
estudiados, el tamaño de cribado utilizado para esta etapa ha sido de 2
cm., por encima del cual los valores de contaminación del suelo, se
encuentran dentro de los niveles permitidos.
Suele estar formado por tratamientos de cribado, aclarado, lavado o
troceado.
- Lavado de suelos: este módulo realiza el principal tratamiento del
proceso, separando los contaminantes presentes en el suelo. Suele estar
formado por equipos diferentes para arenas y finos. En él radica la
tecnología de todo el proceso de lavado. Emplea procesos de cribado,
separación gravimétrica y densimétrica, flotación, extracción por
agentes químicos o atrición.
- Tratamiento de aguas de lavado: este módulo de gestión y
almacenamiento del agua de lavado se encarga de recuperar el agua
utilizada en el proceso para su posterior reutilización, así como de la
gestión de los residuos obtenidos en su tratamiento de recuperación.
- Control de emisiones: en algunos procesos, la eliminación de ciertos
contaminantes químicos se produce por volatilización, siendo
necesario un control de las emisiones atmosféricas, mediante procesos
de filtrado, precipitación electrostática, etc. De igual manera, otros
procesos emplean aguas calientes, cuyos vapores cargados de
contaminantes deben de ser controlados previamente a su emisión.
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
23
Figura II.5. Diagrama esquemático partes típicas proceso lavado de suelos. (Kuhlman et al.,
11999999))
Pueden existir otros procesos en los que adicionalmente, en función del
contaminante presente en el suelo (elementos metálicos radiactivos), exista un
módulo de gestión del suelo contaminando obtenido tras el proceso de lavado, que
necesite de una preparación especial para su transporte hacia el proceso posterior
de remediación.
De acuerdo a todo lo anterior, el funcionamiento de un proceso de lavado
de suelos genérico puede verse en el diagrama de la figura II.6.
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
24
Figura II.6. Diagrama esquemático funcionamiento proceso de lavado de suelos. (Man Michael J.,
1998)
- Fases 1,2 y 3: en estas fases se realiza la �excavación selectiva� del
suelo a tratar, el traslado a la planta de lavado y la eliminación de
escombros y material grueso que no sean suelo (maderas, hierros,
piedras grandes, etc.)
- Fase 4: aquí, previa eliminación de los tamaños mayores,
generalmente no contaminados, se realiza el mezclado del suelo con el
fluido lavador y/o los agentes químicos utilizados en el proceso.
- Fase 5: esta etapa desarrolla el tratamiento de separación de las arenas
y las gravas de los finos (más contaminados), filtrado y posterior
extracción del suelo lavado.
- Fase 6: incluye todos aquellos procesos de concentración de los
contaminantes en la fracción más fina del suelo tratado.
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
25�
- Fase 7: conlleva la extracción de la fracción más fina del suelo
concentrada en contaminantes para su posterior tratamiento o
reciclado.
- Fase 8: aunque no es una etapa secuencial como las anteriores, en ella
se desarrollan los procesos de reciclaje del agua residual de lavado para
su uso posterior.
II.2.1.2. Tecnologías mineralúrgicas.
Como se ha mostrado en el apartado anterior, gran parte de las etapas del
proceso de lavado se basan en tecnologías de separación física. La base común a
todas ellas radica en el uso de procedimientos generalmente aplicadas en el
procesamiento industrial minero y mineral para la extracción de la mena de la
ganga. Estas técnicas de procesamiento mineral están consolidadas en base a que:
su instalación es relativamente sencilla; sus costes de operación son bajos;
equipos y procesos involucrados en las mismas poseen abundante literatura de
consulta (Wills B.A., 1992, Bouchard S., 2001;).
En el contexto de la descontaminacion de suelos, las tecnologías de
procesamiento mineral fueron revisadas para su adaptación como métodos de
separación del contaminante del suelo (USEPA, 1995; Williford C.W., 2000;
Gosselin A. et al., 1999; Mercier G., 2000). La Tabla II.1 resume algunas de las
principales clases de tecnologías existentes de acuerdo al principio de separación
utilizado. Las operaciones unitarias comúnmente empleadas en la separación
física, que pasaremos a detallar más adelante, suelen ser: cribado, clasificación
hidrodinámica, concentración gravimétrica, flotación por espumas, separación
magnética, separación electrostática y lavado de desgaste.
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
26�
Tabla II.1 Resumen tecnologías usadas en separación física. (Dermont et al., 2007)
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
27�
Si nos centramos en el ámbito de los metales pesados, las técnicas de
clasificación física son principalmente aplicables a formas particulares de metales:
partículas independientes o partículas portadoras de metal.
La separación física no es generalmente apropiada para el tratamiento de
metales absorbidos. Por esto, el conocimiento del grado de liberación de la fase
mineralógica que contiene el metal es importante cara a la predicción de la
aplicabilidad de los métodos físicos de separación de partículas (Mercier G. et al.,
2001).
El término grado de liberación se refiere a la capacidad de liberar la �fase
metal� de acuerdo con las diversas asociaciones con la �fase portadora� o las
partículas del suelo.
El término �fase metal� se refiere a la forma mineral bajo la cual el metal
está presente. El grado de liberación pues, dependerá de los aspectos
mineralógicos de las partículas de contaminante metálico (forma, morfología y
disociación mineralógica).
El término �fase portadora� engloba el resto de las fases minerales (óxidos
de Fe, carbonatos, silicatos, etc.) con quien la fase metal se encuentra asociado.
Un ejemplo de todo lo descrito anteriormente puede verse en la Figura II.7,
resumen de los potenciales estados de asociación de la fase metal:
a) incluida en el volumen
b) asociada
c) débilmente adherida sobre la superficie
d) libre
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
28�
Figura II.7. Aplicabilidad de la separación física de acuerdo al grado de liberación de la fase
metal (Dermont et al., 2007).
La eficiencia de la separación física también depende de las características
del suelo a tratar tales como la distribución del tamaño de las partículas, su forma,
el contenido en arcilla, humedad, heterogeneidad de la matriz del suelo, diferencia
de densidad entre la matriz del suelo y el contaminante metálico, propiedades
magnéticas y propiedades hidrofóbicas de la superficie de la partícula entre otras.
En la Figura II.8 puede apreciarse los distintos tipos de técnicas de
separación física en función del tamaño de partícula.
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
29�
Figura II.8. Tecnologías de separación física aplicables en función del tamaño de partícula.
(Dermont et al., 2007)
De este modo, el tratamiento puede ser difícil o ineficaz en los casos de:
fase metal fuertemente unida a fase portadora; elevado contenido en arcillas del
suelo (30 � 50 %); diferencia de densidad entre matriz y fase metal baja; mucha
variedad de especies mineralógicas presentes así como formas químicas de los
metales contaminantes; metales presentes en todas las fracciones de tamaños de
partículas de suelo contaminado y elevado contenido de compuestos orgánicos de
elevada viscosidad del suelo a tratar.
Por otra parte, hay que tener en cuenta que las técnicas de separación física
suelen aplicarse a suelos �antropogénicos� localizados en áreas industriales o
urbanas. Estos suelos se ven afectados por la actividad humana y suelen estar
típicamente compuestos por mezclas de residuos tóxicos y de vertederos. Del
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
30�
mismo modo, estas técnicas no son apropiadas para el tratamiento de suelos
�naturales� o suelos de agricultura afectados por una contaminación difusa debido
a: (1) los metales suelen presentarse absorbidos; (2) la concentración de metales
suele ser baja; (3) estos suelos típicos presentan una elevada concentración de
limos y arcillas y materia orgánica.
Una vez realizadas todas estas consideraciones generales pasamos a
describir las técnicas más habituales en la aplicación de los procesos de lavado de
suelos mediante separación física.
Clasificación hidrodinámica.
La clasificación hidrodinámica, también llamada �hidroclasificación�,
implica la separación de partículas de acuerdo a la velocidad con que sedimentan
o son separadas por fuerza centrifuga en una corriente de agua. El fin de este tipo
de clasificación es su separación por tamaños.
Las tecnologías de clasificación hidrodinámica principalmente incluyen
tres tipos de tecnologías: tecnologías basadas en la centrifugación como los
hidrociclones; tecnologías basadas en la elutriación como las columnas o los
clasificadores de lecho; clasificadores mecánicos como el clasificador de tornillo.
Los hidrociclones se han venido usando en procesos de lavado de suelos
para separar materiales arcillosos de arenosos. La fuerza centrifuga es más
poderosa que la fuerza debida a la gravedad; de hecho, el tiempo empleado para la
separación se reduce significativamente. Los hidrociclones tienen menos coste de
capital y operación comparados con otros equipos de clasificación.
Además, nuevas tecnologías más eficientes se estudian para su
implantación en lavados de suelos, como pueden ser los clasificadores de flujo
cruzado, separadores de lecho fluido o de hidroflotación.
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
31�
Concentración gravimétrica.
Esta tecnología utiliza la diferencia de gravedad de las partículas en los
lodos para separar las partículas de la fase portadora de la matriz del suelo. Como
variables de proceso podemos destacar la densidad, el tamaño, forma y peso de las
partículas, siendo la primera de ellas el factor clave.
La concentración gravimétrica es ineficiente cuando se usan en el
tratamiento partículas de amplia distribución y de distribución densimétrica muy
estrecha. De hecho Gosselin et al. 1999, afirma que es necesaria una diferencia de
densidad mínima de 1 g/cm3 para una separación suficiente. La efectividad de la
separación por densidad puede ser estimada de acuerdo al �criterio de
concentración� de Taggard. Los concentradores gravimétricos como �jigs� o
espirales pueden verse afectados por el efecto de tamaño de partícula durante el
proceso de separación. Por esta razón, es necesario clasificar por tamaño el suelo a
tratar antes del proceso de concentración.
Si la diferencia de densidad entre el suelo y las partículas del contaminante
es la adecuada, las tecnologías de concentración gravimétrica son recomendables
para la separación de partículas. Los volúmenes tratados en concentradores
gravimétricos varían desde 100, 25, 5 y 4 t/h para separación por medios densos,
jigs, espirales o MGS (separador multigravimétrico) respectivamente.
Los concentradores gravimétricos más usados en procesos industriales a
gran escala son los jigs, mesas de sacudidas y espirales. Los jigs son usados para
el tratamiento de fracciones de arenas gruesas (800-2000 �m) o gravas (2000-
6000 �m), mientras las mesas de sacudidas y las espirales son más adecuadas para
el tratamiento de las fracciones finas/medias de arenas (63-2000 �m). Limos y
arcillas (< 63 �m) y las arenas más finas (63-125 �m) pueden ser procesadas en
MGS.
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
32�
Flotación por espumas.
La flotación por espumas es una técnica físico-química que usa la
diferencia de las propiedades hidrofóbicas para separar el metal contaminante de
la matriz del suelo. El principio de separación se basa en la afinidad de la
superficie hidrofóbica de las partículas por las burbujas de aire inyectadas.
Así, el proceso de flotación comprende 3 pasos: 1. adhesión de la partícula
portadora del contaminante a la burbuja de aire; 2. concentración de todas las
partículas del paso 1 en la espuma flotante superficial; 3. eliminación de dicha
espuma superficial.
La superficie de las partículas portadoras del contaminante se hacen
hidrofóbicas mediante el uso de agentes surfactantes (colectores). La tecnología
de flotación por espumas se usa en la industria mineral, donde sulfuros metálicos
son fácilmente separados de óxidos y carbonatos. Existen diversos tipos de
sistemas de flotación como pueden ser las celdas o las columnas de flotación,
siendo mucho más eficientes estas últimas.
La flotación por espumas ha sido usada para la eliminación de metales
(principalmente Cd, Cu, Pb y Zn) de sedimentos y suelos. Sin embargo, el uso de
la flotación como tecnología de remediación esta todavía poco desarrollada en
comparación con otras tecnologías.
En el contexto de remediación, los factores más influyentes en la flotación
son: (1) la heterogeneidad de los componentes metálicos; (2) la distribución del
contaminantes en las diferentes fracciones de tamaño de partículas; (3) la
presencia de elevado contenido en materia orgánica; y (4) el porcentaje de
partículas finas menores de 10 �m (Cauwenberg P. et al., 1998; Vanthuyne M. et
al., 2003).
En aplicaciones a gran escala, la flotación suele combinarse con la
concentración gravimétrica y la hidroclasificación. En los años 80, empresas
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
33�
alemanas como Jaarstsveld, Mosmans y Heidemij fueron pioneras en el uso de las
técnicas de flotación para la descontaminacion de suelos junto con Metso (Metso
Minerals, 2006).
Separación magnética.
Generalmente, todas las partículas presentes en un suelo presentan cierta
susceptibilidad magnética que puede variar en función de su composición. Así
hablamos de susceptibilidades magnéticas negativas (orgánicos), intermedias
(minerales paramagnéticos y compuestos organometálicos) y muy positiva
s(ferromagnéticos minerales) (Rikers R.A., 1998). El material ferromagnético
puede ser atraído por baja intensidad del campo magnético, mientras que la
separación de material paramagnético requiere de una alta intensidad de campo
magnético.
La separación magnética de metales pesados de la matriz de suelo está
basada en el hecho que estos contaminantes metálicos poseen propiedades
ferromagnéticas. Rikers et al. 1998, muestra que la separación húmeda de alta
intensidad es aplicable a la eliminación de Cr, Cu, Ni, Pb y Zn en muchos suelos.
Si los metales pasados no se encuentran asociados a una fase
ferromagnética, la separación no es eficiente. Cuando la matriz del suelo es
heterogénea, la separación magnética no es eficiente para la eliminación de los
contaminantes metálicos. (Mercier G. et al., 2001)
Separación electrostática.
El uso de la separación electrostática en la descontaminacion de suelos
presenta limitaciones y se usa en pocos casos. Un ejemplo de una aplicación
práctica de esta tecnología es la PMET tecnología para la recuperación y
separación de pinturas con base plomo (Gilbert S.R., 1990).
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
34�
II.2.1.3. Tecnologías de extracción química.
La extracción química utiliza un fluido extractor que contiene un agente
químico (ácidos/bases, surfactantes, agentes quelantes, sales o agentes redox) para
transferir los metales contaminantes del suelo a una solución acuosa. En
metalurgia extractiva, los procesos de extracción química, conocidos por el
término de �hidrometalurgia�, son empleados para la recuperación de la mena
mineral de la ganga.
En el contexto de la remediación de suelos, la mejora de la solubilidad se
puede lograr mediante soluciones de lixiviación en donde los contaminantes son
disueltos; o mediante la conversión de los componentes metálicos a formas más
solubles. (Ejemplo: conversión a sales metálicas por cambio en valencia
electrónica)
De este modo, entraremos más a fondo en los procesos de extracción
química particularizando para los cinco principales tipos de soluciones de
lixiviación: ácidos, sales y soluciones cloradas de alta concentración, agentes
quelantes, agentes surfactantes y agentes de reducción-oxidación (redox). La
elección del agente extractor depende del tipo de metal, de la concentración
metálica, de las características del suelo y del grado de fraccionamiento del metal.
Ácidos fuertes como el Acido Clorhídrico (HCl) y agentes quelantes, como el
acido EDTA son usados para la extracción de metales pesados de los suelos
contaminados.
La eficiencia de la eliminación metálica mediante procesos de extracción
química depende de la geoquímica del suelo (textura, capacidad de intercambio
iónico, contenido en materia orgánica), las características del contaminante
metálico (tipo, concentración, especiación), la dosificación y química del agente
extractor y las condiciones del proceso (pH, tiempo de reacción, número de
extracciones sucesivas, ratio líquido/sólido, modo de adicción de agente extractor,
etc.).
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
35�
Así, podemos considerar a la especiación (distribución de las especies
químicas) del metal contaminante como un parámetro importante para determinar
la eficiencia de la eliminación metálica por tratamiento químico. El análisis de
este parámetro puede ser realmente complejo, particularmente cuando el suelo se
encuentra contaminado con una mezcla de componentes metálicos.
Los protocolos analíticos usados implican cinco fracciones: (F1)
intercambiabilidad, (F2) solubilidad ácido/carbonato, (F3) reductibilidad Fe-Mn,
(F4) oxidación de la materia orgánica y los sulfuros, (F5) residuos (Tessier A.,
1979). Las fracciones más susceptibles de eliminación metálica por extracción
química suelen ser las asociadas con carbonatos, las asociadas con óxidos de Fe-
Mn y las de fácil intercambio iónico.
Además de todo lo anterior, la eficiencia en la eliminación depende del
tipo de metal a extraer y la valencia del elemento. Generalmente la extractabilidad
de la mayoría de los metales pesados catiónicos (Cd, Cu, Pb, Zn) se incrementa
cuando el pH de la solución decrece. Si el metal no se encuentra bajo una forma
adsorbible, la eficiencia de la eliminación dependerá de la solubilidad de los
componentes metálicos en el fluido acuoso, gobernada por los valores del
producto de solubilidad (Ks.p.). El tratamiento de formas metálicas particulares es
más difícil de lograr en comparación con formas iónicas adsorbidas (Mercier G. et
al., 2002).
Entre los factores que pueden limitar la aplicabilidad y efectividad de los
procesos químicos destacan: 1. el elevado contenido en limos y arcillas, 2.
elevado contenido húmico, 3. elevado contenido en elementos tales como Fe y Ca,
4. elevado contenido en calcita, 5. contaminación simultánea con varios metales
pesados, 6. heterogeneidad del suelo, 7. metales asociados con fracciones de
residuos del suelo, formas discretas de partículas o incrustados en estructuras no
metálicas.
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
36�
Extracción ácida.
La extracción ácida es una tecnología demostrada para el tratamiento de
suelos, sedimentos y lodos contaminados por metales con unidades a escala
industrial en operación (FRTR, 2007). El pH del fluido de lavado juega un papel
significativo en la extractabilidad de metales pesados de los suelos. Los
mecanismos que contribuyen a esta extracción usando una solución ácida son: (1)
desorción de cationes metálicos vía intercambio iónico, (2) disolución de los
componentes metálicos, y (3) disoluciones de los componentes minerales del
suelo como Óxidos de Mn que pueden contener contaminantes metálicos.
A bajo pH, los protones añadidos pueden reaccionar con los sitios
superficiales del suelo (grupos COOH, Al-OH, Fe-OH) y mejorar la desorción de
los cationes metálicos, que son transferidos a la solución de lavado (Isoyama M.
et al., 2007). Kuo et al., demuestra que soluciones acidas con 0.1 M de HCl
contribuye a una significante reducción de óxidos de Fe y Al y filosilicatos. A pH
< 2 este proceso reemplaza al intercambio iónico en la extracción metálica.
Las lixiviaciones ácidas usadas deben de contener ácidos minerales fuertes
como el Clorhídrico, sulfúrico, nítrico, fosfórico o ácidos orgánicos débiles como
el acético. Muchos ensayos de laboratorio y experimentos de campo muestran la
eficiencia de los procesos de lixiviación ácida con Clorhídrico para la extracción
de metales en suelos no calcáreos, resultando ineficaz en suelos calcáreos. Este
ácido es usado en lixiviaciones acidas a escala industrial.
Aunque esta tecnología es eficiente en numerosas aplicaciones a escala
industrial, presenta ciertas desventajas, como pueden ser: (1) los ácidos fuertes
empleados pueden destruir la naturaleza y la estructura del suelo; (2) el agua
residual y el suelo producto deben de ser tratados posteriormente; (3) la
neutralización del agua de lavado crea grandes cantidades de nuevos subproductos
tóxicos; (4) el vertido de los residuos sólidos/líquidos y el procesado de los mismo
puede ser problemático; y (5) el coste se incrementa enormemente debido a estos
procesos de reciclado de subproductos.
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
37�
Soluciones salinas y cloruras de alta concentración.
El uso de soluciones ácidas diluidas conteniendo sales cloruras (como
CaCl2) puede ser una alternativa eficaz a la lixiviación ácida de elevada
concentración. El suelo procesado no se ve prácticamente afectado por la
lixiviación salina con ácido diluido. Es más, la co-disolución que la matriz de
suelo es mucho menos significativa y el pH final del suelo no es más bajo en
comparación con el inicial (Tampouris S. et al., 2001). Kuo et al., demuestran que
la eficiencia de la eliminación de Cd en suelos de arroz con una solución 0.001 M
de HCl y 0.1 M de NaCl2, es similar a la obtenida con una solución acida de 0.1
M de HCl.
Así, la destrucción de las propiedades físico-químicas y microbiológicas
se minimiza usando sucesivos pasos de lixiviación con concentraciones bajas de
CaCl2. A diferencia de las lixiviaciones con HCl concentrado, las soluciones
concentradas de NaCl son efectivas en la eliminación del Pb en suelos calcáreos
sin elevada extracción de Ca (Wasay S.A. et al., 2002).
En estos procesos, los iones cloruros son reciclados y los metales extraídos
son recuperados principalmente por: (1) precipitación química mediante la adición
de sulfuros, hidróxidos o compuestos carbonatados, (2) coagulación-reducción
electroquímica. Meunier et al., demostraron que el tratamiento de coagulación
electroquímica era mucho más eficiente que la precipitación química para la
eliminación de metales disueltos de lixiviaciones ácidas y salinas, pero a un coste
mucho más elevado.
Extracción con quelantes.
De acuerdo a la capacidad de los agentes quelantes para formar complejos
metálicos estables, su uso ofrece un enfoque prometedor para la extracción de
contaminantes metálicos de los suelos. Existen cinco grandes factores en la
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
38�
selección de agentes quelantes para la extracción metálica de los suelos (Peters R.
W. 1999; Sun B. et al., 2001)
1. los agentes quelantes deben de ser capaces de formar compuestos
estables bajo un amplio rango de pH.
2. los complejos metálicos formados no deben de ser reabsorbidos por el
suelo.
3. los agentes quelantes deberán de tener una baja biodegradabilidad si se
reciclan para su reutilización en el mismo proceso.
4. los agentes quelantes deben de ser baratos.
5. el coste de recuperación del metal extraído debe de ser bajo.
La principal ventaja del uso de quelantes (como EDTA) comparado con
los ácidos fuertes (como HCl) es que los quelantes causan menor destrucción de
las estructura del suelo. Sin embargo, presentan dos principales desventajas
comparados con HCl: (1) los productos químicos usados suelen ser más caros, (2)
EDTA presenta un problema ecológico serio si no es destruido o reciclado en el
proceso de lavado debido a su bajo grado de biodegradabilidad (resistente a la
degradación química y biológica). (Lim T.T. et al., 2005)
Muchos son los agentes quelantes usados en este tipo de tecnología de
descontaminación, pero sobre todos ellos el EDTA es el que forma compuestos
más estables con la mayoría de los contaminantes metálicos cuando se compara
con otros quelantes.
Por ello, el EDTA es reconocido como el agente quelante sintético más
efectivo para la eliminación de metales pesados (especialmente Pb, Cu, Cd y Zn)
de suelos contaminados por: (1) posee una elevada capacidad quelante para
metales pesados catiónicos; (2) los procesos de lixiviación en los que se usa puede
abarcar un amplio rango de suelos contaminados; (3) es recuperable y reutilizable
(bajo grado de biodegradabilidad).
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
39�
La eficacia del proceso de eliminación de metales mediante la utilización
de EDTA depende directamente de las características del suelo y del
fraccionamiento de los metales contaminantes. En general, EDTA es efectivo para
la eliminación de cationes metálicos, carbonatos y fracciones orgánicas, mientras
que su efectividad disminuye cuando se habla de óxidos Fe-Mn.
Como se comentó anteriormente, la recuperación/regeneración de EDTA
es un parámetro crucial en el proceso de lixiviación cara a prevenir una posible
contaminación medioambiental del medio. Así mismo, esta recuperación hace
posible mantener los costes del tratamiento en un margen razonable.
Entre los procesos principalmente usados para esta recuperación destacan:
(1) precipitación metálica; (2) Procesos electroquímicos; (3) resinas de
intercambio iónico; (4) nanofiltracion; (5) degradación mediante oxidación.
Agentes de oxidación y reducción.
Los agentes de reducción y oxidación proporcionan además otra opción
para mejorar la solubilización de los metales en los procesos reducción/oxidación
de metales a una forma más soluble. La USBOM y USEPA han conducido
investigaciones de laboratorio en la extracción de Pb involucrando actividades
redox y cambios de valencias para promover la disolución y recuperación de
variados compuestos de Pb procedentes de suelos contaminados. (USEPA, 1994)
Algunos estudios de laboratorio muestran que la adicción de agentes
reductores puede mejorar la movilización metálica mediante EDTA. El uso de
agentes reductores contribuye a la disolución de óxidos de Fe-Mn, mejorando así
la eliminación metálica del proceso de lixiviación EDTA.
Del mismo modo, agentes oxidantes son utilizados para mejorar la
eliminación metálica. Lahoda y Grant (1993) proponen el uso de un agente
oxidante para mejorar la solubilidad de los metales de las partículas finas en un
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
40�
proceso de lavado de suelos. Lin et al., utilizaron hipoclorito sódico (NaClO)
como agente oxidante en un proceso de lixiviación con base clorura (2 Molar
NaCl a pH 2) para la extracción de partículas metálicas de Pb (inferiores a 0.15
mm.) y otras especies de Pb de suelos altamente contaminados.
Solubilización con surfactantes.
Aunque el uso de surfactantes es más apropiado para el tratamiento de
contaminantes orgánicos, la eliminación de metales de suelos contaminados
mediante surfactantes es también un procedimiento químico interesante cara a su
investigación. Recientemente el uso de surfactantes ha sido estudiado para
mejorar los procesos EDTA de lixiviación para la movilización metálica de suelos
contaminados. (Ehsan S. et al., 2006)
La adición de surfactante en la disolución de lavado contribuye
positivamente en la desorción y/o dispersión del contaminante en el suelo. Cuando
los metales están firmemente asociados con contaminantes orgánicos, el lavado
con surfactantes puede ser mucho más efectivo.
La relación entre el metal y el substrato de suelo, la acidez o las
condiciones básicas son parámetros importantes para el éxito del lavado de suelo
mediante surfactantes. Mulligan et al., indicó que un surfactante cáustico podría
ser usado para la eliminación de metales asociados con compuestos orgánicos
mientras los surfactantes ácidos pueden ser empleados para la extracción de
metales de carbonatos y óxidos. Algunos estudios de laboratorio muestran que las
formas catiónicas de los metales pueden ser extraídas de suelos contaminados y
sedimentos mediante soluciones biosurfactante aniónicas (Mulligan C.N. et al.,
2001; Mulligan C.N. and Wang S., 2006). Sin embargo, la extracción metálica
mediante biosurfactantes todavía no ha sido desarrollada a escala industrial,
presentándose otro campo de investigación.
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
41�
II.2.1.4. Combinación tecnologías físico-químicas.
El uso complementario de separación física de partículas y procesos de
lixiviación química proporciona una herramienta muy útil para la
descontaminación de suelos afectados por metales. La combinación típica de estos
procesos utiliza la separación física (principalmente por tamaño, densidad o
propiedades de flotabilidad) para concentrar las partículas de metales en un
volumen reducido de suelo, seguido por una extracción química del concentrado
anterior para disolver los metales contaminantes. (Tabla II.2, proyectos #17 a 22)
Por ejemplo, una combinación de la tecnología de separación física
BESCORP y los procesos de extracción de Pb COGNIS-Terramet han resultado
sumamente eficientes en el tratamiento del emplazamiento Superfund en New
Brighton. (Tabla II.2, proyecto #20). En este caso concreto, la fracción de arenas
es tratada por separación densimétrica (jig) mientras que las fracciones finas son
tratadas por lixiviación química. La eficiencia de eliminación del Pb para las
fracciones más finas varió desde el 65 al 77 %.
La mayoría de los procesos de lavado se basan en la separación simple por
tamaño de partículas usando hidroclasificación y lavado por atrición con un fluido
lavador de base acuosa. La separación por tamaño de partículas se usa
generalmente antes de la extracción química, asumiendo que las partículas mas
finas son las que contienen el mayor porcentaje del contaminante metálico.
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
42�
Tabla II.2 Resumen tecnologías combinadas de algunos procesos industriales. (Dermont et al.,
2007)
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
43�
Aprovechando el hecho anterior y para evitar la costosa práctica del
depósito o vertido directo de esta porción de suelo contaminada, la extracción
química puede ser usada para la descontaminacion de estas fracciones finas y
puede permitir la recuperación de los metales contaminantes en una forma
vendible o concentrada.
El proceso de lavado de suelos puede implicar otro tipo de combinaciones
dependiendo de las características de la matriz del suelo objeto de
descontaminacion, la especiación metálica del contaminante, y el tipo de metal
contaminante a tratar. La combinación de PS/CE puede verse invertida (por
ejemplo, lixiviación química seguida de cribado húmedo) o puede incluso
involucrar procesos simultáneos de PS/CE. Por ejemplo, algunos procesos de
lavado por atrición mejorados químicamente con ácidos, surfactantes o agentes
quelantes seguidos por un cribado húmedo/hidrociclonado para separar las
partículas finas/solución de lavado (que contiene los contaminantes) de la fracción
limpia de suelo.
Los procesos de molienda de las partículas del suelo pueden ser una
opción de pretratamiento para la mejora de la extracción química, aunque
modificaría la curva de distribución por tamaño del suelo original. El uso de
ultrasonidos puede acelerar el lavado superficial de las partículas del suelo y
mejorar la lixiviación de los metales. La influencia de los ultrasonidos contribuye
también en algunos mecanismos (no completamente estudiados y entendidos)
como la microfragmentación de las partículas y distorsión el interfaz
solidó/liquido por cavitación.
Los tratamientos de lavado de suelo tienen como finalidad la
descontaminación completa el sitio mediante la eliminación de metales de la
matriz del suelo.
Sin embargo, el aspecto de la reducción de la lixiviación de metales por
debajo de los standares TCLP es también importante en los resultados de calidad
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
44�
de suelo lavado. La meta ideal de una estrategia de extracción es la recuperación
de los metales para su reutilización y la reventa.
Pero, la recuperación del metal no es, a menudo, factible para los
proyectos debido a la falta de viabilidad económica o de viabilidad técnica para la
extracción y procesos de recuperación. Los lodos tóxicos que se generan (que
contienen metales), que se reconducidos a un tratamiento de recuperación de
metales, puede requerir una estabilización/proceso de solidificación antes de su
eliminación.
II.2.2. Ejemplos tecnologías: Soldec.
Como ejemplo de tecnología de lavado de suelos disponible se presenta a
continuación la planta móvil de la empresa Soldec, una de las empresas que más
colaboró en la elaboración de la base de datos empresarial ya mencionada en el
capítulo I.
SOLDEC es una empresa especializada en la remediación medioambiental
de emplazamientos. Su actividad se centra fundamentalmente en la aplicación de
tecnologías para la descontaminación de suelos, aguas subterráneas y sedimentos,
así como las relacionadas con los dragados medioambientales.
Para ello, desarrolla una gran variedad de técnicas cuya aplicación
depende de si se realiza sin excavación del suelo, en el propio emplazamiento,
(descontaminación in-situ) o bien si el suelo es excavado y posteriormente tratado
(descontaminación ex-situ).
Planta móvil de lavado de suelos
SOLDEC, como filial española de DEC, multinacional belga, dispone de
plantas móviles y equipos de reciclado que pueden ser empleados en cualquier
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
45�
lugar para la descontaminación y reciclado de suelos. Estas plantas proporcionan
una alternativa efectiva al depósito en vertedero.
Fotografía II.9. Planta móvil de lavado de suelos. (Soldec, S.A.)
En esencia, los procesos presentes en este tipo de plantas de lavado de
suelos son los siguientes:
- Tratamiento preliminar: separación de las partes metálicas mediante
cintas de separación magnética. Separación de gravas por tamaño vía
vibración o tamizado en húmedo.
- Eliminación de las arenas: separación de los finos de arenas y limos de
las arenas gruesas usando hidrociclones y clasificadores neumáticos.
Después del secado, las arenas limpias pueden ser reutilizadas en
aplicaciones de construcción y rellenos.
- Unidad de lavado: las piedras y las gravas son lavadas en esta unidad
mediante fregado y lavado a contracorriente cara a una posible
reutilización como materiales secundarios de construcción.
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
46�
- Tratamiento de lodos: la fracción de lodos-finos resultante de todos los
procesos anteriores, se le elimina el agua mediante filtros prensa con
adicción de agentes químicos, donde se genera una �torta de filtrado�,
fácilmente transportable para su deposición en vertedero o posterior
tratamiento de remediación.
- Tratamiento del agua de proceso: la propia planta móvil incorpora una
unidad de tratamiento del agua del proceso para su recirculación.
Estas plantas presentan una capacidad de 20 a 45 ton/hora con eficiencias
del tratamiento que varían desde el 65 a más del 90 % dependiendo del
contaminante a tratar. (la mas baja para cianuros, la mas elevada para aceites
minerales)
Para su instalación requiere un espacio mínimo de 25 m x 25 m., sin
incluir las pilas de suelo a tratar. Este tipo de plantas trabajan principalmente con
suelos contaminados, sedimentos arenosos, residuos de construcción y sedimentos
de alcantarillados.
Figura II.9. Diagrama de Planta móvil de lavado de suelos. (Soldec, S.A.)
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
47�
El proceso es ideal para suelos con elevado contenido granular y
normalmente con contenido de finos por debajo del 30 %.
II.2.3. Fases desarrollo proyecto lavado de suelos.
En base a la información recopilada en las entrevistas realizadas con las
empresas especialistas en lavado de suelos contaminados, se tiene que un
planteamiento general de un proyecto genérico constara de 3 fases diferenciadas
(en esta Tesis se recogen aplicaciones de las dos primeras):
- Fase I: muestras representativas del suelo o emplazamiento a
descontaminar deben de ser tomadas, analizadas por fracciones
granulométricas y construir la curva de distribución correspondiente,
para tener una primera aproximación de las posibilidades de
tratamiento que tiene el suelo, así como de las futuras decisiones
económicas de seguir adelante con el proyecto.
De esta manera, en un informe se incluyen todos los resultados
obtenidos en la Fase I para los suelos que se han tratado, observándose
los diferentes grados de contaminación en función de las diferentes
fracciones granulométricas, así como la correspondiente curva de
distribución.
- Fase II: si los resultados de la fase anterior son positivos, se deben de
realizar investigaciones a escala piloto para especificar las unidades y
equipos de operaciones específicas de la planta futura. Estudios de
cribado, hidrociclonado, flotación por espumas o extracción química
nos conducirán a la correcta selección de las unidades de tratamiento.
Puntos de corte, tamaño de las mallas, aditivos a utilizar, caudal de
pulpa, etc., serán parámetros importantes a determinar. Esta fase suele
emplear un periodo de 6 a 8 semanas, tras el cual, se elaborará un
diagrama de flujo de la planta, obteniéndose la capacidad virtual de
tratamiento.
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
48�
- Fase III: se realizan ensayos a escala piloto con suelo real, permitiendo
el ajuste de los parámetros correspondientes a los equipos diseñados y
empleados en el tren de lavado, y concretando las especificaciones de
las unidades de tratamiento empleadas.
II.2.4. Aplicabilidad de tecnologías de lavado.
Como se ha comentado anteriormente en diversos párrafos, hay muchos
factores a tener en cuenta cara a una posible selección de lavado de suelos como
un método de remediación para suelos contaminados. Debe insistirse también en
que las tecnologías de lavado de suelo pueden ser usadas independientemente o en
combinación con otras tecnologías de remediación.
A modo de resumen, las siguientes premisas deben de ser tomadas en
cuenta a la hora de valorar la aplicabilidad de las tecnologías de lavado de suelos
para la descontaminacion de un suelo:
- El lavado de suelos es un tratamiento válido para la remediación de
suelos contaminados por contaminantes orgánicos e inorgánicos,
incluyendo metales pesados, cianuros, componentes polinucleares
aromáticos, pesticidas, PCB y radionucleidos.
- El lavado de suelos representa un método apropiado cuando el suelo
contiene entre un 50 y 70 % de arenas. Este método no será efectivo
cuando el contenido en finos del suelo (limos/arcillas) sobrepase el 30
� 50 %.
- Normalmente, los tratamientos on site de lavado de suelos no serán
económicamente eficientes al menos que se traten del orden de 5000 t.
de suelo contaminado.
- Los requerimientos de espacio para esta tecnología pueden variar de
acuerdo al sistema empleado de lavado y la logística y gestión del
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
49�
suelo restante. Una unidad de 20 t/h puede ocupar del orden de 0.2
hectáreas. Algunas tecnologías podrían necesitar más espacio
dependiendo de los sistemas auxiliares empleados.
II.2.5. Ventajas y limitaciones del lavado.
De manera concreta han sido enumeradas las ventajas y limitaciones
particulares para cada tecnología de lavado de suelos en los apartados anteriores.
Así pues en una visión general de la tecnología de lavados de suelos podemos
decir que esta presentas las siguientes ventajas:
- El proceso de lavado de suelo puede tratar contaminantes orgánicos e
inorgánicos en el mismo proceso.
- Generalmente, no existen descargas de aire o residuos desde el sistema
de lavado, permitiendo procesos mucho más fáciles y con vertidos
nulos que otros sistemas de remediación.
- El lavado de suelos es una de las pocas alternativas de tratamientos
permanentes para suelos contaminados con metales y radionucleidos.
- La mayoría de las tecnologías de lavado de suelos puede tratar un
amplio rango de concentraciones de contaminantes.
- Dependiendo de las características de la matriz del suelo, el lavado de
suelos puede permitir el retorno de las fracciones recuperadas de suelo
a su emplazamiento a un coste bastante bajo.
Por el contrario, como se comentó en apartados anteriores, el lavado de
suelos presenta algunas limitaciones. Estas pueden ser:
- El lavado de suelos no es rentable para suelos cuyo contenido en
arcillas/limos exceda del 50 %.
- Elevado contenido húmico y mezclas complejas de contaminantes
pueden complicar notablemente el proceso de tratamiento.
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
50�
- En determinados sistemas de lavado, el espacio requerido para su
emplazamiento es grande.
II.2.6. Costes del tratamiento de tecnologías de lavado.
Los costes de tratamiento varían ampliamente para las diversas tecnologías
de lavado. El factor más importante que influye directamente en el coste es el
contenido de finos (limos/arcillas) del suelo. A mayor contenido en finos del
suelo, más costosa será su remediación, puesto que probablemente será necesaria
otra técnica de descontaminación adicional, o bien el coste de enviar un gran
volumen de finos a un vertedero se disparará.
Otros factores que influyen en el coste pueden ser el contenido en materia
orgánica del suelo y la capacidad de intercambio de cationes.
Si los tratamientos para la remediación de un emplazamiento contaminado
solo incluyen procesos físicos, una aproximación bastante razonable del coste del
mismo para un suelo con contenido medio de finos (18 %) puede rondar los 38 �
por tonelada tratada.
En cambio, si es necesaria la utilización de medios químicos adicionales al
tratamiento físico, el coste por tonelada tratada puede variar entre 84 � 165 �. En
Europa, un mercado maduro en el ámbito de remediación de suelos, el coste
medio de recuperación por tonelada varia entre 20 � 100 � dependiendo de si se
contemplan medios físicos o físicos y químicos.
II.2.7. Estado de la tecnología de lavados de suelo.
Como complemento a todo lo anterior, se expone a continuación el
desarrollo actual de esta tecnología en los principales países industrializados.
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
51�
II.2.7.1. Europa
La tecnología de lavado de suelos mediante procesos físicos (SW-PS) esta
relativamente bastante consolidada en el norte de Europa, pionera en Holanda
desde 1940 (Honders A. et al., 2005). Concretamente, la actual ARCADIS
(anterior Heidemij) ha venido utilizando SW-PS desde 1983. Los sistemas
utilizados en Holanda son particularmente apropiados para tratamiento de
emplazamientos contaminados con metales y comúnmente se componen de
sistemas de hidrociclones, espirales y celdas de flotación.
En la revisión bibliografica realizada, muchas son las empresas que
ofrecen sistemas de SW-PS: ARCADIS (http://www.arcadis-global.com), A&G
Milieutechniek (http://www.aengbedrijven.nl), Boskalis Dolman
(http://www.boskalisdolman.nl).
En 2001, 21 plantas estacionarias de SW-PS y 4 móviles se encontraban
operativas, con un volumen de tratamiento de 855 Kt/año. Compañías
medioambientales Holandesas introdujeron y promovieron el desarrollo de SW-
PS en los Estados Unidos a principios de los años 90 y en Japón a partir de 2.000.
(Griffiths R.A., 1994; USEPA, 1997; ITRC, 1997)
Aunque en menor importancia, los procesos de SW-PS también se
encuentran consolidados en Alemania, Noruega, Suecia y Bélgica, para el
tratamiento de suelos contaminados principalmente por metales pesados. Así, 10
empresas Suecas y 3 Noruegas ofrecen tratamientos de SW-PS para suelos
contaminados principalmente por metales. (CLARINET, 2002)
Metso, una compañía con base en Suecia, ha sido el mayor suministrador
de tecnología de separación física para los procesos de lavado de suelos en Europa
desde 1980 y fue el principal suministrador de equipos para el primer proyecto de
SW-PS en Estados Unidos, codirigido por ART. (Metso Minerals, 2006)
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
52�
II.2.7.2. EEUU
Griffiths nos habla de dos sistemas de SW desarrollados por la USEPA en
los años 80 en los EEUU: el sistema móvil de lavado de suelos (MSWS) basado
en tecnologías de extracción química, y la unidad de reducción de volumen
(VRU) basada en separación por tamaño.
De acuerdo con la USEPA, las primeras aplicaciones de las tecnologías de
lavado de suelo para la remediación de suelos contaminados aparecieron en
EEUU a principios de los años 90 y se centraron en el tratamiento de suelos
contaminados con Pb debido al abandono de polígonos de tiro para armas
pequeñas (SAFR). Por ejemplo, en 1991 el US Bureau of Mines presento un tren
de proceso de separación física para la remediación de SAFR que incluía la
recuperación del Pb contaminante.
Desde mediados de 1990, Brice Environmental Services Corporation
(BESCORP) ha tenido una extensa experiencia en recuperación de SAFR
(Eliminación del Pb por separación densimétrica) e incluso ha aplicado técnicas
de separación física para la remediación de una fábrica de baterías en 1995.
Sistemas de lavado de suelos han sido usados incluso desde principios de
los años 90 para el tratamiento de suelos provenientes de fábricas para la
conservación de la madera, contaminados con una mezcla de metales (Cd, Cu, Cr
y As) y contaminantes orgánicos (USEPA, 1995) . Por ejemplo, el sistema de
lavado de suelos BioTrol, utilizado por MacGillins and Gibbs Company en New
Brighton en 1992.
A mediados de los años 90, el Cuerpo de Ingenieros de la Armada
Americana (USACE) y la USEPA revisaron las tecnologías de separación física y
concluyeron que estas técnicas, aplicadas conjuntamente con la extracción
química, ofrecerían un método más prometedor para la descontaminacion de
suelos con metales pesados (Williford C.W. and Bricka R.M., 2000).
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
53�
La colaboración con empresas Holandesas de medioambiente ha
contribuido a la estabilización y desarrollo del lavado de suelos en los EEUU. A
principios de los años 90, las empresas Geraghty & Millar Inc., USA y Heidemij
Realisatie of The Netherlands formaron una joint venture (ahora llamada
ARCADIS) y fueron capacitadas como Tecnologías Alternativas de
Descontaminacion (ART) para introducción del sistema de lavado de suelos
Heidemij en el mercado Americano (Mann M.J. and Groenendijk E., 1996). Su
primer proyecto fue la remediación a gran escala del emplazamiento conocido
como Reino de Prusia en 1993, dentro de los conocidos como emplazamientos
Superfunds. (Inventario nacional de emplazamientos peligrosos)
El número de tecnologías de lavado de suelos disponibles a escala
comercial para el tratamiento de metales en los EEUU es difícil de estimar. ITRC
recopila una lista de 16 tecnologías de lavado de suelos disponibles en EEUU para
su uso industrial. La base de datos REACH-IT que recopila más de 500
tecnologías de remediación, solo refleja siete empresas de tecnología de lavado de
suelos y una de procesos de extracción química mediante ácidos.
Desde que las tecnologías de lavado de suelos se encuentran disponibles a
escala industrial en los EEUU, su uso ha sido limitado, dedicándose para la
descontaminacion de los emplazamientos Superfund, cuando se compara con las
tecnologías convencionales de solidificación-estabilización. Así, el Informe de
Estado Anual (ASR) indica que métodos de lavado de suelo han sido utilizados
únicamente en la recuperación de dos emplazamientos Superfund: Reino de
Prussia y Vineland Chemical Co.
II.2.7.3. Canadá.
Cuatro son los principales ejemplos de sistemas de lavado de suelos
desarrollados en Canadá, tanto a escala piloto como industrial: Tallon Metal
Technology en Montreal y Toronto, Toronto Harbour Commissioner (THC) en
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
54�
Toronto, Demostración piloto de Alex-Sol y INRS y Demostración piloto de
Dragage Verreault y INRS.
II.3. Estudio del estado de la tecnología de lavado de
suelos en España: experiencias recientes.
Como se mencionó en el capítulo anterior, varios son los proyectos más
recientes que han empleado tecnologías de lavado de suelos en nuestro país para
la descontaminación. Analizaremos a continuación dos de ellos:
II.3.1 Instalación de CLH en El Grao (Valencia)
El Grupo CLH (Compañía Logística de Hidrocarburos) trabaja
desarrollando su actividad con la premisa de minimizar el impacto ambiental y
optimizando el uso de los recursos. Por esta razón, en 2003 la compañía puso en
marcha un plan de investigación para conocer en detalle la situación
medioambiental de los terrenos de cada una de sus instalaciones y, en caso
necesario, llevar a cabo las medidas oportunas.
Aunque el impacto medioambiental de la actividad normal de CLH es muy
bajo, algunas instalaciones han estado activas desde principios del siglo XX,
cuando los procedimientos de actuación medioambiental no eran tan cuidadosos
como los actuales.
Algunas de estas instalaciones han sido testigo de uno de los momentos
más dramáticos de la historia de España, como la antigua instalación de
almacenamiento de Valencia, que inició su actividad a finales de los años 20 del
pasado siglo y sufrió varios bombardeos durante la Guerra Civil que afectaron a
las instalaciones.
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
55�
Fotografía II.10. Fotografía de las Instalaciones de Clh de El Grao. (CLH, S.A.)
En el caso de la instalación valenciana, que se cerró en 2005, así como en
el de la antigua instalación de Lezo, en Guipúzcoa, desmantelada también hace
unos años, se constató mediante estudios de caracterización y análisis de riesgos,
la necesidad de realizar proyectos de remediación medioambiental para dejar los
terrenos libres de elementos contaminantes.
Son muchas las técnicas que se pueden aplicar para la descontaminación
de suelos, si bien cada una de ellas depende de factores como la contaminación
existente, el tipo de terreno, el plazo de ejecución, el presupuesto, etc.
Como ejemplo, en la antigua instalación de El Grao se decidió utilizar dos
técnicas diferentes y complementarias: la desorción térmica y el lavado de suelos,
un método pionero en aquel momento en España, que ya demostró su eficacia en
la antigua instalación de almacenamiento de CLH en Lezo (Guipúzcoa). Así, se
publicaron en prensa noticias que incidían en la magnitud del problema:
�Los cálculos estiman que tendrán que removerse medio millón de
toneladas de tierra para limpiar un total de diez hectáreas de terreno de
El Grao, una cantidad suficiente para llenar el estadio valenciano de
Mestalla.�
El proceso de limpieza utilizado comienza con el lavado de suelos, que
transfiere los contaminantes presentes de las partes más gruesas del terreno a las
más finas. Como ya hemos detallado anteriormente, es una separación
granulométrica: se va quitando a ese terreno las partes más gruesas, a las que se
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
56�
somete a un sencillo tratamiento de lavado, y concentramos todo el contaminante
entre las arcillas y los limos.
Este proceso se inicia en una tolva dosificadora, que gradúa la velocidad
de alimentación al proceso de lavado. Después, el volumen del suelo tratado se
transporta por unas cintas vibrantes con chorros de agua a alta presión, cuya
misión es separar las piedras de la tierra.
A continuación, comienza el ciclo húmedo, donde los lodos pasan por un
hidrociclón, una criba y donde se separan las partículas más pequeñas. Las que no
han pasado el filtro vuelven a entrar en otro hidrociclón antes de ser decantadas.
El lodo que se forma se lleva a un decantador de fangos y de ahí a otro
decantador con filtros para separar la contaminación del agua utilizada en el
proceso. El resto, llamado �torta�, se lleva al vertedero. El gasto de agua es
mínimo, ya que se recircula en el proceso.
La porción de suelo que no se ha podido limpiar con la técnica anterior se
lleva a un horno de desorción térmica, un proceso de separación y posterior
eliminación de compuestos orgánicos que consiste en volatilizar los
contaminantes a una temperatura de entre 200º y 600 ºC . Una vez separados, los
contaminantes se destruyen mediante una oxidación térmica en una cámara de
combustión.
II.3.2 Restauración del embalse de Flix
El embalse de Flix, situado en el tramo bajo del río Ebro, retiene
actualmente en su vaso algunos centenares de miles de metros cúbicos de lodos,
presumiblemente vertidos por una industria química que se asienta en su margen
derecha. Son elementos residuales y están constituidos por compuestos químicos
mezclados con otros de carácter inerte.
Los contaminantes pertenecen a tres grupos principales: organoclorados,
metales pesados (principalmente mercurio) y radionucleidos. Están en
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
57�
concentraciones al menos relativamente elevadas, susceptibles de transmitir su
contaminación al agua circulante por el río; esa transmisión parece que se ha
producido de hecho en alguna ocasión, existiendo un registro de episodios
puntuales en los que se han sobrepasado los límites de tolerancia de contenido de
componentes agresivos en el ecosistema.
Fotografía II.11. Fotografía de los trabajos de restauración de Flix. (Ministerio de Medio
Ambiente)
Ante esta situación, la Administración Pública ha decidido iniciar un
proceso de recuperación y evitar o mitigar la transmisión al medio de esos
elementos nocivos. Las etapas empleadas en la solución adoptada son las
siguientes:
Clasificación granulométrica mediante cribas e hidrociclones con objeto
de separar los materiales groseros (bolos, gravas y arenas) aparentemente poco
afectados por la presencia de sustancias contaminantes, de los materiales finos
(limos y arcillas) donde se han constatado las concentraciones más elevadas.
Se estima que la fracción correspondiente a los bolos y gravas no arrojará
contaminación alguna, y que entre un 10 % y un 20 % de la fracción arenosa
deberá ser tratado mediante limpieza con surfactantes. La clasificación en las
cribas se llevará a cabo con distintos equipos en función del tamaño de grano,
funcionando en serie. En primer lugar se realizará un cribado de aquellos
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
58�
elementos y materiales mayores de 150 mm de diámetro. Por gravedad los
materiales que pasen este cribado serán separados, en una segunda etapa, a través
de tres bandejas que retendrán materiales de tamaño mayor de 60 mm., entre 60 y
5 mm. y entre 5 y 2 mm.
Como mínimo se dispondrán dos unidades compuestas por tres bandejas.
La última etapa de separación corresponde a los hidrociclones, los cuales separan
la parte sólida de la fluida (que llevan los finos en suspensión) en mezclas
bifásicas donde una de las fases está formada por partículas sólidas. La mezcla
baja rotando por el ciclón. Debido a la fuerza centrífuga la fase sólida es lanzada
hacia las paredes exteriores del hidrociclón, choca con ellas y desciende, para ser
recogida en la parte inferior.
Deshidratación de los sedimentos mediante espesador y filtro prensa en
serie con el fin de reducir la humedad de los materiales limo-arcillosos para
reducir su volumen y facilitar su transporte, en el caso de que sean transportados
directamente al vertedero, o mejorar el rendimiento de los equipos de tratamiento
en el caso que sea necesario su saneamiento antes de su gestión.
Tras la deshidratación, los residuos serán enviados a un acopio y
sometidos a un control analítico para determinar la necesidad de tratarlos antes del
traslado a vertedero.
Tratamiento de los materiales con contaminantes con concentraciones
superiores a los niveles de referencia para su deposición en el vertedero de Racó
de la Pubilla.
Se contemplan los siguientes tratamientos para los materiales (suelos)
contaminados:
a) Desorción térmica a temperatura máxima de 350º para el tratamiento de
los suelos en los que los compuestos orgánicos tipo PCB, pesticidas
Aplicación de tecnologías mineralúrgicas a la remediación de suelos contaminados: estado del arte
59�
organoclorados y disolventes presenten concentraciones elevadas. Con este
nivel de temperaturas se excluye la volatilización del mercurio.
b) Tratamiento de oxidación de suelos para la reducción de compuestos
orgánicos en aquellos casos en los que la concentración de estas sustancias
sea menos relevante.
c) Tratamiento de lavado. Sobre las fracciones gruesas procedentes del
cribado y que superen los objetivos de calidad establecidos, se realizará un
lavado superficial mediante un surfactante.
Transporte y gestión en depósito controlado. Todos aquellos materiales
que no superen los niveles objetivos (es decir, que tengan una mejor calidad)
serán transportados directamente al depósito de almacenamiento tras su
clasificación granulométrica y deshidratación.
Como se puede observar se trata de un tratamiento muy completo y
complejo, en el que el lavado de suelos se combina con otras técnicas (ver Anexo
A).
�
�
�
Capítulo�III�
Materiales�y�métodos�
Materiales y métodos
61
III.1. Suelos objeto de estudio
Como ya se mencionó anteriormente, la única legislación vigente en
España sobre Suelos Contaminados es la del Real Decreto 9/2005. Como punto de
partida, dicho Real Decreto da cumplimiento a las obligaciones impuestas por la
Ley 10/98, de Residuos, que se refiere a la definición de criterios y estándares
para la declaración de un suelo contaminado.
Los principios básicos sobre los que se desarrolla este Real Decreto son:
- Se establece la evaluación del riesgo para la salud humana o el
medio ambiente como el mecanismo válido para la valoración de la
contaminación del suelo.
- Se establece la asignación de responsabilidades.
En lo relativo a su contenido, trata dos aspectos diferentes relativos a los
suelos contaminados:
1. Las obligaciones asociadas a aquellas actividades económicas que se
ha considerado que son susceptibles de contaminar el suelo.
2. Las pautas para la investigación de la contaminación del suelo en
función del riesgo para la salud humana y para los ecosistemas.
�Que una actividad esté clasificada como potencialmente contaminante
significa, únicamente, que tendrá que presentar los informes correspondientes y
cumplir con las obligaciones relativas al registro de la propiedad con motivo de
su transmisión.�
En esta línea, los grandes sectores tradicionales de actividad industrial en
Asturias que pueden englobarse dentro del criterio de actividades potencialmente
contaminantes son: minero (carbón y metales), sector siderúrgico (acero y
transformados), naval (grandes buques), químico (fertilizantes, explosivos,
pinturas). En esta línea, los suelos objeto de estudio, incluidos dentro del
Inventario de Suelos contaminados del Principado de Asturias y elegidos en esta
Materiales y métodos
62
tesis doctoral de acuerdo con los criterios expuestos en el apartado I.1, provienen
principalmente de dos de los grandes grupos de actividad industrial antes
mencionados: minería (Los Rueldos y La Soterraña) e industria química
(Nitrastur), detallándose a continuación sus características, el origen de la
contaminación y la metodología especifica de muestreo.
Esta selección de tres emplazamientos parte de un potencial número de
emplazamientos posibles a utilizar en esta tesis doctoral muy elevado. Por este
motivo y, principalmente, como punto de partida para el correcto estudio inicial
en origen del emplazamiento a tratar, se desarrolló una ficha digital de
emplazamientos contaminados.
Esta ficha refleja de manera clara y precisa datos necesarios para una
primera aproximación en la caracterización del suelo en cuestión, tales como
datos geográficos, socioeconómicos, tipo de residuos, contaminantes principales,
morfología del emplazamiento, así como un registro de las zonas de muestreo, las
fotografías realizadas durante el propio muestreo y un exhaustivo registro de las
muestras tomadas y sus resultados analíticos, entre otros.
CÓDIGO DEL EMPLAZAMIENTO 33033/03
DENOMINACIÓN ESCOMBRERA MINA LA SOTERRAÑA
DIRECCIÓN Muñón-Cimero TÉRMINO
MUNICIPAL Lena
TELÉFONO -------------------------- PERSONA
DE CONTACTO
---------------------
MAPAS 1:50.000 1:5.000 1:2.000
53 1-7 ---------------- COORDENADA
UTM (X,Y,Z) X=269 500 Y=4 786 100 Z= 600
COORDENADAGEOGRÁFICAS
-5º 50� 28�� E 43º 11� 48�� N
Tabla III.1 Parte de una ficha digital de emplazamientos contaminados.
Materiales y métodos
63
III.1.1 Emplazamiento I: Suelo afectado por residuos mineros y
aguas ácidas (Los Rueldos)
Los trabajos de minería en Los Rueldos se localizan en al norte y en el
flanco occidental del valle del arroyo Morgao, a unos 2 km al noreste de la ciudad
de Mieres y 20 km al sureste de Oviedo, capital de Asturias. "Los Rueldos", que
fue abandonado en 1972, es una típica mineralización de piritas como en las que
habitualmente se extraen los metales calcófilos. (Au, Ag, Hg, Cu, Zn, Pb, etc.)
Fotografía III.1 Entrada mina �Los Rueldos�. (Fotografía del autor)
La mina incluye dos entradas excavadas en la ladera, varias galerías y un
acopio de estériles. Las actividades de explotación minera relacionadas con el
mercurio en esta área comprendían la obtención del mercurio mineral rico y la
eliminación de grandes volúmenes de minerales de ganga con metales pesados y
arsénico, que están presentes en el yacimiento de mineral en las formas de
arsenopirita.
Materiales y métodos
64
Hoy en día la dispersión mecánica de los estériles depositados tras su
abandono (la pendiente de la pila es de 38% en promedio) y las condiciones
climáticas locales, favorecen la erosión de rocas ricas en sulfuros, favoreciendo
una vigorosa dispersión mecánica y química hacia terrenos colindantes.
Además, la oxidación de los dos, los residuos y las galerías de roca
expuestas a las bacterias acidófilas junto con el flujo de lixiviados, han promovido
la contaminación del suelo en un área amplia. De hecho, se ha registrado un
enriquecimiento importante de Pb, Hg, Fe en los suelos afectados por la
dispersión (Loredo et al., 2004)
III.1.1.1 Toma de muestras.
Cinco muestras representativas (> 50 kg cada uno) fueron tomadas usando
herramientas inoxidables: dos de ellos pertenecían a los sedimentos acumulados
en el drenaje ácido del estanque ubicado en la bocamina (pH <2). Otras dos
fueron muestras de suelo tomadas alrededor de la escombrera, y el quinto se
correspondía a material de la escombrera.
Materiales y métodos
65
Fotografías III.2 Proceso de toma de muestras (Fotografías del autor)
El muestreo se realizó a una profundidad aproximada de 35 cm. y se
almacenaron las muestras en bolsas de plástico inerte.
III.1.1.2 Preparación de muestras y análisis químico.
Todas las muestras de suelo fueron secadas al horno durante 48 horas a
una temperatura inferior a 50 º C para minimizar la pérdida de mercurio debido a
su volatilidad. Después del secado, la vegetación y otros materiales del suelo
(incluyendo rocas, grava, y partículas mayores de 5 mm) se retiraron a mano antes
de la homogeneización
Las muestras fueron completamente desagregadas y tamizadas a través de
un tamiz de abertura de 4 mm de acero inoxidable. Una cantidad representativa de
esta fracción fue molida para reducir el tamaño de grano a 125 micras. Por último,
el material se homogeneizó de nuevo y cuarteó para proporcionar una submuestra
representativa para el análisis químico.
Para el análisis químico, las muestras de suelos fueron digeridas con HCl-
HNO3-H2O (1:1:1, agua regia) a 95 º C. El material digerido fue analizado en
Materiales y métodos
66
concentraciones totales de elementos mayores y trazas (Ca, Mg, K, Na, Al, Fe, S,
Cu, Pb, Zn, Ni, Mn, As, Sr, Sb, La, Cr y Hg) por plasma de acoplamiento
inductivo - espectrometría de masas (ICP-MS).
Además, dado que por sus características la muestra 4 se consideró la más
representativa de las cinco tomadas, fue cuidadosamente tamizada en vía húmeda,
con el fin de caracterizar la textura del suelo. La relación entre la textura y los
contenidos elementales de cada muestra se examinó también por medio de análisis
multicomponente de cada fracción.
III.1.1.3 Estadística multivariable.
El análisis de agrupamiento (�clustering�) se empleó para estudiar la
asociación geoquímica de elementos. El agrupamiento se realizó según el método
de Ward que maximiza la variación entre los grupos y la reduce al mínimo entre
los miembros del mismo grupo (Gallego et al., 2002); como unidad de medida se
utilizó la distancia euclídea al cuadrado.
Para mostrar resultados se obtuvo un dendrograma mediante el paquete
estadístico SPSS v12.0.
Materiales y métodos
67
III.1.2 Emplazamiento II: Suelo afectado por residuos minero-
metalúrgicos (La Soterraña).
La antigua mina de la Soterraña se encuentra ubicada en el concejo de
Lena, muy cercana a la localidad de Muñón Cimero.
Figura III.1 Situación geográfica de las instalaciones exteriores de La Soterraña y escombrera.
La mina presenta las labores mineras más importantes de la zona, en
cuanto al volumen de mineral extraído y al periodo de explotación de las mismas,
así como las escombreras más voluminosas; además existía en el entorno de esta
explotación una importante planta metalúrgica.
Las labores se centraron principalmente por debajo de la cota 650. A
través de la bocamina se accedía al Pozo Ulpino, que comunicaba con las
explotaciones inferiores a cota 624, prosiguiendo mediante tres planos inclinados
Materiales y métodos
68
hasta la cota 341 mediante rampas, planos o pozos intermedios. Todo ello con un
sistema de comunicación en el interior de la mina, que hasta la realización del
Pozo Ulpino, hacía muy laborioso y costoso la extracción del mineral.
Fotografía III.3 Situación actual de las instalaciones exteriores de La Soterraña y su
escombrera. (Fotos del autor)
Con toda probabilidad no ha existido en el territorio nacional una
explotación minera que haya requerido un tratamiento metalúrgico de mayor
Materiales y métodos
69
peligrosidad para el personal y el medioambiente como el padecido en la fábrica
de La Soterraña.
Ya desde sus inicios con la instalación de los primeros hornos continuos de
cámaras en el valle de Ablaña (Mieres), se constataron las consecuencias
perjudiciales para la salud de los operarios, siendo uno de los motivos de su
clausura. Las operaciones de alto riesgo que acompañaban al trabajo de los
horneros eran variadas, pero las más peligrosas consistían en la limpieza y
vaciado de las cámaras y conductos de sublimación.
Figura III.2 Plano de la explotación de la Soterraña
La evidencia más palpable de los efectos continuados sobre el medio
ambiente o las personas era el alto grado de destrucción de la capa vegetal a lo
Materiales y métodos
70
largo de toda la ladera del Monte Campusas (entre la fábrica y la cumbre)
apareciendo la vegetación totalmente arrasada.
Las mayores afecciones de los trabajadores provocadas por el mercurio se
produjeron en la fábrica, donde los trabajadores tenían contacto más directo con
gases y los concentrados minerales.
Fotografía III.4 Antiguas conducciones de gases (Fotografía del autor)
Las escorias procedentes de la calcinación y los residuos finales del
proceso de concentración (estériles y hollines) se fueron acumulando
sucesivamente en una escombrera ubicada a pie de la fábrica y que llegó a
adquirir considerables dimensiones.
Materiales y métodos
71
Ya desde el origen de la minería del mercurio en Muñón Cimero se tiene
constancia de las penalidades que generó la extracción de unas menas constituidas
por minerales con un alto grado de toxicidad. A ello había que añadir la
rudimentaria metodología de laboreo que se desarrolló en la antigüedad.
La intensa actividad minera desarrollada durante décadas en esta área, se
llevó a cabo sin el control de la contaminación, en concordancia con la ausencia
de legislación medioambiental. En consecuencia, no se hicieron planteamientos de
eliminación de residuos y su eventual abandono.
Desde el cierre de la mina, decretado por la Consejería de Industria del
Principado de Asturias en el año 1974, las escombreras no han recibido ningún
tipo de tratamiento que evite la movilización de los contaminantes, lo que
representa una potencial fuentes de contaminación antropogénicas de suelos y
aguas en la zona. (Loredo et al., 2006)
Posteriormente, este emplazamiento fue incluido en el Inventario de
Emplazamientos Contaminados del Principado de Asturias desarrollado por la
Dirección general de Calidad Medioambiental, anteriormente citado y base para el
desarrollo y elección de los emplazamientos a utilizar en esta tesis doctoral.
III.1.2.1 Toma de muestras.
Debido a la gran cantidad de material existente, para obtener una muestra
representativa y lograr una caracterización centrada en el diseño de las pruebas de
lavado del suelo, se tomaron tres muestras compuestas del suelo (etiquetadas S1,
S2 y S3 de más de 50 kilogramos cada una), a una profundidad entre 0 y 35
centímetros, por medio de un muestrador tipo auger de acero inoxidable y una
pala.
Materiales y métodos
72
Fotografías III.5 Proceso de toma de muestras (Fotografías del autor)
Materiales y métodos
73
III.1.2.2 Preparación de muestras y análisis químico.
La vegetación �in situ� y otros materiales que no formaban parte del
suelo, incluyendo rocas, fueron eliminados a mano, antes de homogeneizar y de
almacenar las muestras dentro de bolsas de plástico inertes.
Fotografía III.6 Separador de canales usado en laboratorio. (Fotografía del autor)
En el laboratorio, cada una de las tres �macromuestras� de 50 kg fue
desagregada, mezclada, y tamizada en húmedo exhaustivamente con una criba de
acero inoxidable de una abertura de 4 milímetros; el rechazo (tamaños mayores de
4 milímetros) se lavaba minuciosamente para recuperar partículas finas adheridas
a las gravas y a los guijarros. Acabado este proceso, de las fracciones menores de
4 mm se tomó una parte representativa de 4 kilogramos mediante cuarteo que se
secaba en estufa 48 horas, a una temperatura por debajo de 50ºC para reducir al
mínimo la pérdida de mercurio.
A partir de este punto para todos los experimentos las muestras o
submuestras de diverso tamaño de grano se obtenían a partir de procesos de
homogeneización y cuarteo con separadores de canales. Cuando era necesario,
para reducir el tamaño de grano por debajo de 125 !m. (requisito para el análisis
Materiales y métodos
74
químico), se empleó un molino vibratorio de discos (RS 100 Retsch) trabajando a
700 RPM durante 40 segundos. Finalmente, el material se cuarteaba de nuevo
para obtener una submuestra representativa de 1g que se digería mediante �agua
regia� (HCl + HNO3).
El material digerido se analizaba para medir las concentraciones totales de
elementos mayores y elementos traza (Ca, Mg, K, Na, Al, Fe, S, Cu, Pb, Zn, Cd,
Ni, Mn, As, Sr, Sb, La, Cr y Hg) mediante un espectrómetro de emisión con
fuente de plasma de inducción (ICP-OES) en el laboratorio Actlabs int., Ancaster
(Ontario, Canadá).
III.1.2.3 Tamizado en húmedo.
4 kilogramos de cada muestra (S1, S2, S3) se lavaron y tamizaron en
ciclos de 100 g para obtener las fracciones <63, 63-125, 125-250, 250-500, 500-
1000, 1000-2000 y 2000-4000 micras mediante tamices normalizados, utilizando
una tamizadora automática Restch durante 5 minutos con un flujo de agua de 0.3
l./min.
Las fracciones se secaban a 50 ºC y se subdivididían para obtener las
muestras empleadas en el estudio de gravedades específicas. Adicionalmente, la
distribución granulométrica de las partículas de la fracción limo-arcillosa (<63
micras) se estudió sobre submuestras representativas mediante un analizador de
partículas de dispersión láser (Beckman Coulter Inc.).
III.1.2.4 Estadística multivariable.
Al igual que en el emplazamiento anterior, el análisis de agrupamiento
(�clustering�) se empleó para estudiar la asociación geoquímica de elementos. El
agrupamiento se realizó según el método de Ward que maximiza la variación entre
los grupos y la reduce al mínimo entre los miembros del mismo grupo (Gallego et
al., 2002); como unidad de medida se utilizó la distancia euclídea al cuadrado.
Materiales y métodos
75
Para mostrar resultados se obtuvo un dendrograma mediante el paquete
estadístico SPSS v12.0.
III.1.2.5 Estudio gravimétrico especifico.
Con las fracciones de tamaños de grano <63, 63-125, 125-250, 250-500
micras se realizó un estudio de gravedad específica con el fin de examinar la
relación entre el tamaño de partícula, la densidad y el contenido del contaminante.
El separador mineral de laboratorio C800 de Mozley (www.natcogroup.com),
descrito en el apartado 3.1.3 de este capítulo, fue utilizado para este propósito.
Siguiendo estas consideraciones e intentando adaptar el equipo a estudios de
lavado de suelos, se seleccionaron las condiciones de funcionamiento indicadas en
la tabla III.2.
Fracciones
de tamaño
de grano
(micras)
Bandeja
(según
recomendación
del fabricante)
Velocidad
de
sacudida
(rpm)
Amplitud
de
sacudida
(milímetro)
Agua
de
lavado
(l/min)
Alimentación
(gramos)
Tiempo
(minutos)
< 63 Perfil en `V' 70 2.5 3 50 3
63-125
125-250
250-500
Plana 90 3.5 3 150 3
Tabla III.2 Condiciones de funcionamiento de separador C800
Por otro lado, con el fin de valorar la presencia de desclasificados del
tamizado y su efecto en la obtención de fracciones densas y ligeras, se estudió en
detalle la fracción entre 125 y 250 micras.
Tres muestras de la misma se trataron del modo indicado arriba, y otras
tres tuvieron un pretratamiento consistente en su suspensión en 250 ml. de una
disolución que contenía 3 gr. de hexametafosfato sódico y 0.5 gr. de carbonato de
sodio anhidro agitándose el conjunto con agitador mecánico por un periodo de 30
minutos a 400 RPM; al finalizar el material se pasaba por el tamiz de 125 µm.
Materiales y métodos
76
para eliminar las partículas finas desclasificadas que los dispersantes hubieran
liberado.
Por otro lado, se realizó también un estudio complementario de
trazabilidad mediante un separador multigravimétrico (MGS) de la casa Mozley,
cuyas características se encuentran descritas más adelante.
III.1.3 Emplazamiento III: Suelo afectado por cenizas de pirita
(Nitrastur).
Durante las últimas décadas, el cierre de instalaciones de industria pesada
en diversos puntos de la geografía española, ha propiciado la aparición de un
elevado número de terrenos baldíos por la elevada contaminación de grandes
volúmenes de terreno.
Este problema resulta de especial interés cuando el área afectada posee una
contaminación multicomponente y se encuentra dentro de una zona urbana o peri
urbana (�brownfield�).
Por este motivo, se ha considerado necesario la realización de estudio en
esta tesis de un tipo de suelo �brownfield� como el que nos ocupa.
En concreto, el emplazamiento a estudio se encuentra en la zona central de
Asturias, región en la que existen un buen número de instalaciones industriales y
mineras que se han venido cerrando en las últimas décadas.
Ubicado en la localidad de La Felguera (Langreo), concretamente en la
Avenida Pablo Picasso, 73, se accede a las instalaciones a través de la carretera
AS-17 hasta la rotonda de Riaño (Langreo), donde se toma la AS-244 en dirección
a La Felguera.
Materiales y métodos
77
Fotografía III.7 Situación de antiguas instalaciones Nitrastur (Google Maps)
Los suelos objeto de este trabajo proceden por tanto de los terrenos
circundantes de una antigua fábrica de fertilizantes cuyas instalaciones, tras cesar
su actividad en 1997, han sido derribadas parcialmente y se encuentran en un
avanzado estado de abandono. La superficie total aproximada del terreno afectado
es de 70.000 m2, gran parte del cual corresponde a un relleno de espesor entre 4 y
5 m. constituido por cenizas de pirita además de otros escombros de tipo
siderúrgico.
Las cenizas de pirita, compuestas principalmente por óxidos e hidróxidos
de hierro y otros metales, se obtenían como subproducto de la tostación de menas
de azufre para la fabricación de ácido sulfúrico, el cual servía para sintetizar
Materiales y métodos
78
sulfato amónico. Las décadas de actividad industrial, el vertido de residuos y las
emisiones de los hornos han provocado una huella contaminante en los suelos del
área adyacente.
III.1.3.1 Toma de muestras.
Sobre estos se ha realizado un doble muestreo: el primero tuvo como
objetivo la caracterización del emplazamiento para determinar niveles de
contaminación; para el segundo se seleccionó una de las zonas donde se encontró
un suelo natural contaminado.
En el primer caso la toma de muestras se hizo en 21 puntos aleatoriamente
distribuidos en las zonas afectadas, a una profundidad entre 0 y 30 centímetros,
con un muestreador �auger� de acero inoxidable con el que se obtenían tres
incrementos de 0.5 kg. con los que se constituía una muestra compuesta que se
envasaba en bolsa de plástico hermética.
En el segundo caso se tomó una �macromuestra� de suelo superficial de
unos 50 kg. con el �auger� y una pala. En todos los casos el material �in situ� se
pasaba por un tamiz de 2 cm. para evitar la presencia de rocas y otros restos de
gran tamaño.
III.1.3.2 Caracterización geoquímica.
Las muestras de suelo se secaron al aire a temperatura ambiente, una vez hecho
esto el suelo se desagregaba con un rodillo, se tamizaba desechando la fracción
mayor de 4 mm. y se cuarteaba mediante un separador de canales para obtener una
fracción representativa de unos 20 gr., la cual se pasaba a través de un tamiz de
125 micras (las fracciones de interés en geoquímica ambiental, y especialmente en
toxicología, son siempre las más finas) (Gallego et al., 2002).
Materiales y métodos
79
Del pasante se obtenía una submuestra representativa de 1 gr. que se
digería mediante �agua regia� (HCl + HNO3) y se analizaba para medir las
concentraciones totales de macro y microelementos metálicos (Ca, Mg, K, Na, Al,
Fe, S, Cu, Pb, Zn, Cd, Ni, Mn, As, Sr, Sb, La, Cr y Hg) mediante un
espectrómetro de emisión con fuente de plasma de inducción (ICP-OES) en el
laboratorio Actlabs int., Ancaster (Ontario, Canadá).
Sobre los resultados se efectuó un cálculo de estadísticos descriptivos y un
análisis de agrupamiento (�clustering�) para estudiar la asociación geoquímica de
elementos mediante el método de Ward que maximiza la variación entre los
grupos y la minimiza entre los miembros del mismo grupo (Gallego et al., 2002);
como unidad de medida se utilizó la distancia euclídea al cuadrado. Para obtener
estos resultados se trabajó con el paquete estadístico SPSS v 12.0.
III.1.3.3 Estudio granulométrico, mineralógico y edafológico.
El suelo recogido en ningún caso había sido abonado recientemente. La
muestra de 50 kg mencionada anteriormente se tamizó mediante una serie
normalizada de tamices Retsch en húmedo en ciclos de 100 g, de acuerdo con a la
norma ASTM D-422-63, estudiándose únicamente las fracciones mayor y menor
de 125 micras (0-125 micras, 125-4000 micras).
Submuestras representativas de las dos fracciones citadas se prepararon en
lotes que se destinaron a análisis químicos (ambas) y a la alimentación de los
ensayos en hidrociclón (finos). Previamente a los análisis mediante ICP-OES
(metodología ya descrita), las muestras de tamaño superior a 125 micras se
molieron en un molino de anillos (RS 100 Retsch) a 400 rpm por 40 s.
Adicionalmente la fracción menor se caracterizó en detalle con un equipo de
análisis granulométrico por dispersión láser (Beckman Coulter Inc.).
Materiales y métodos
80
Fotografía III.8 Molino de anillos RS100 usado en laboratorio. (Fotografía del autor)
En cuanto a la caracterización edafológica, sobre una (submuestras) del
suelo sin tamizar se medió el pH potenciométricamente en una suspensión
suelo:agua 1:2,5; las sales solubles en el mismo extracto suelo:agua 1:5; el
carbono orgánico se determinó por ignición; las bases extraíbles (Ca, Mg, K y Na)
con ClNH4 1 N y se midieron por absorción atómica (AA200 Perkin Elmer); Al
intercambiable con KCl 1M y se midió en espectrofotómetro de emisión (Pansu y
Gautheyrou, 2006); y, a continuación, se calculó la capacidad de intercambio
catiónico efectiva (bases + aluminio de cambio). Como complemento a este
estudio se efectuó un análisis mineralógico por difracción de rayos X.
III.1.3.4 Experimentación de separación física.
Diseño experimental
Las posibilidades del lavado de suelos son múltiples pero teniendo en
consideración su uso en las plantas de tratamiento de suelos (Dermont et al.,
2007), se ha considerado únicamente la utilización de un banco de hidrociclones
para la fracción inferior a 125 micras.
Materiales y métodos
81
Fotografía III.9 Banco de hidrociclones Mozley C700. (Fotografía del autor)
El equipo empleado ha sido un C700 de Mozley con capacidad para operar
hidrociclones de 10 a 40 mm. de diámetro. La concentración de sólidos de la
pulpa de alimentación empleada en nuestros experimentos ha sido constante
(20%) mientras que se han combinado en un ensayo factorial tamaños de diámetro
de punta y presiones de trabajo diferentes (ver Resultados). También se han
realizado ensayos complementarios con hidrociclones de fondo plano.
En todos los casos, muestras de los flujos de puntas y rebose se recogían
en vasos de precipitados, se pesaban y posteriormente se secaban en una estufa a
45 ºC para obtener también el peso seco y efectuar después un análisis químico.
Fotografía III.10 Recipientes para tomas de muestras ensayo. (Fotografía del autor)
Materiales y métodos
82
Con todos los resultados se construía la tabla de rendimientos y
recuperaciones, entendiéndose por rendimiento el porcentaje en peso sobre el total
recogido en punta o en rebose del hidrociclón, y por recuperación el porcentaje en
peso de un elemento contaminante recogido en punta o en rebose, respecto al
valor en la alimentación.
Metodología de análisis de resultados.
Para la interpretación de estos resultados se ha ideado una metodología
basada en el análisis atributivo, propuesta ya en otros ámbitos (Ashby, 1993), de
modo que se obtiene un índice de mérito que permite clasificar la bondad de los
resultados de distintos ensayos.
La motivación fundamental para el uso de esta aproximación es que
permite seleccionar el ensayo óptimo teniendo en cuenta los resultados alcanzados
para diversos contaminantes. El procedimiento seguido es el siguiente:
Ø Se identifica el ensayo con el rendimiento mínimo de todos los
realizados, Rmin (%).
Ø Para un elemento dado, por ejemplo el Hg, se han identificado en
cada ensayo las condiciones de concentración (recuperación mayor
que rendimiento), que obviamente se darán en punta o en rebose
del hidrociclón. Entre todos los ensayos realizados habrá uno con
una recuperación máxima de Hg, valor que denominaremos
RecmaxHg (%).
Ø Idealmente, en un lavado de suelos el objetivo perseguido para un
contaminante determinado es concentrarlo en gran cantidad en una
fracción pequeña, es decir maximizar su recuperación y minimizar
el rendimiento de esa fracción. De este modo, para el Hg se ha
definido para cada ensayo �i�, el índice de mérito QiHg según la
expresión:
Materiales y métodos
83
QiHg =
Hg
iHg
i c
c
R
R
maxRe
Remin+ (1)
Ø La expresión (1) puede ser desarrollada para una contaminación
multielemental como suma de los Qi para diversos elementos (en
nuestro caso se consideraron Hg, As, Cu, Cd, Pb y Zn, en función de
los resultados del muestreo de caracterización). Ahora bien, no todos
los contaminantes tienen el mismo interés en el proceso de lavado, al
no ser iguales las concentraciones en el suelo inicial, ni el objetivo a
alcanzar para cada uno de ellos, de este modo definimos el coeficiente
A para el Hg como:
AHg = (ppm)VR
)(
Hg
ppmCoHg (2)
Donde CoHg es la concentración en el suelo inicial, y VRHg es el valor de
referencia ambiental para el Hg (puede venir definido por estándares fijados por la
administración o por el resultado de un análisis de riesgos). Igualmente se
definirían otro �A� para el resto de elementos.
Estos coeficientes deben corregirse para conocer la importancia relativa de
cada elemento en el proceso de lavado, y ponderar así de forma adecuada a los
Qi:
A�Hg= AHg / (AHg + AAs+ ACu+ ACd+ APb+ AZn) (3)
De (1), (2) y (3) se tendría que el índice de mérito global (QiT) para un
ensayo �i� sería:
QiT = Qi
Hg· A�Hg + QiAs· A�As + Qi
Cu· A�Cu + QiCd· A�Cd + Qi
Pb· A�Pb + QiZn· A�Zn
Materiales y métodos
84
III.2 Métodos mineralúrgicos de preparación.
En la primera parte de este capítulo se han desarrollado con detalles los
suelos objeto de estudio de esta tesis, definiendo además la metodología empleada
en la toma de muestras, caracterización y estudios de lavado de los mismos.
Pasaremos ahora a describir, dentro de las principales técnicas
mineralúrgicas de beneficio de minerales, aquellas que pudiesen presentar
aplicabilidad en la fase de preparación de un proceso de lavado de suelos.
III.2.1 Métodos de reducción de tamaño.
A pesar de no haber sido un método muy utilizado en los ensayos
realizados en esta tesis doctoral, salvo en la preparación de muestras base para su
análisis en un laboratorio externo, cabe la posibilidad que en procesos de
descontaminación de suelos sean utilizados métodos de reducción de tamaño.
De hecho, dependiendo de la manera en la que el contaminante se
encuentre en la matriz del suelo (Ver apartado II.2.1.2, Figura II.7), métodos de
reducción de tamaño encaminados a la liberación de dicho contaminante podrían
utilizarse en plantas a escala real, cara a conseguir un mejor grado de liberación
del contaminante metálico.
También, los procesos de reducción de tamaño contribuyen a la
disminución del volumen total de suelo contaminado a tratar en el propio proceso
de descontaminación, abaratando de este modo, los costes totales de la operación.
De ahí, que se haga un descripción de los métodos de reducción de tamaño cara a
su posible aplicación en tecnologías de descontaminación de suelos.
III.2.1.1 Métodos de trituración
Una de las primeras ocupaciones del hombre se centró en la rotura y
conformado de rocas, tal como lo muestran los vestigios encontrados desde eras
prehistóricas. Desde la obra civil hasta el arte, pasando por la elaboración de
Materiales y métodos
85
utensilios, hasta bien entrado el siglo XIX estas operaciones eran de índole
manual.
Fue en 1870 cuando E. W. Blake presentó la primera quebrantadora de
mandíbulas, y poco tiempo después aparecería la trituradora giratoria (Gates P.
W., 1881). Antes de 1900, T.A. Edison presentó su trituradora de rodillos.
También datan de esa época los primeros molinos cilíndricos, fechándose su
invención anónima entre 1865 y 1870, siendo en la década de los 1890 cuando su
difusión es ya generalizada en minería, comenzando su aplicación a la industria
del cemento a partir de 1900. Ya en el siglo XX, el progreso en la tecnología de
materiales y las exigencias en la eficacia de las operaciones han posibilitado un
enorme desarrollo, aunque existen suficientes lagunas entre la teoría y la práctica
de la reducción de tamaño como para justificar que continúe el esfuerzo
investigador en esta línea.
Granulometría del producto
Como se mencionó en capítulos anteriores, la granulometría del suelo
objeto de descontaminación representa uno de los parámetros fundamentales cara
al diseño del propio proceso de lavado. Debido a los procesos de reducción de
tamaño, esta granulometría podría verse modificada siendo necesario un nuevo
estudio granulométrico del suelo resultante.
En los productos de trituración no es posible obtener granos homogéneos
en tamaño. Es preciso realizar análisis granulométricos para caracterizar dicho
producto de la trituración, y de dicha caracterización se extraen parámetros que
describen de manera aproximada el conjunto de partículas (d80, etc.), que
asimismo, nos sirven para definir los parámetros de operación de los equipos a
emplear en el proceso de lavado de suelos posterior.
La estructura de la roca determina la forma en que se produce la rotura y la
producción de finos, pudiendo hacerse varios comentarios de carácter práctico
resultado de estudios llevados a cabo sobre este tema:
Materiales y métodos
86
· El porcentaje de finos aumenta al aumentar la relación de
reducción: varias trituradoras sucesivas generan en conjunto menos
ultrafinos que la reducción equivalente en una sola etapa.
· La trituración de trozos planos genera más finos que la trituración
de partículas de forma más regular.
· La forma media de los granos depende de su tamaño: los más
gruesos tienen forma alargada, los medios una forma más bien
cúbica y os finos más planos y alargados.
· Si se procesa una roca homogénea con una excesiva relación de
reducción, se obtendrá un producto con granos gruesos
redondeados por el desgaste un porcentaje de granos muy finos, sin
casi existir los tamaños intermedios.
· En la trituración de una roca heterogénea se produce un porcentaje
mayor de partículas de dimensión media que el que se produciría
en el caso de que la roca fuese homogénea con la misma relación
de reducción.
Los métodos de medida de tamaño de grano van desde la medición directa
por microscopio, el análisis por tamizado, y las medidas por sedimentación, hasta
las mediciones de superficie específica, que es un indicador de la finura del
producto. Estas últimas pueden realizarse por métodos variados de tipo físico y
químico.
Clasificación de los equipos de machaqueo
La gran diversidad de máquinas de machaqueo disponibles actualmente
permiten clasificaciones muy diversas. Puede hacerse una clasificación por la
gama de reducción volumétrica (machacadoras primarias, secundarias, terciarias,
gravilladores, areneros), o por el tipo de material (duros, abrasivo, heterogéneo,
friable), aunque la más empleada es en función del tipo de esfuerzo (compresión,
abrasión o atrición, impacto, cizallamiento).
Materiales y métodos
87
Para trituración primaria se utilizan sólo machacadoras de mandíbulas,
giratorias y molinos de impactos (impactores). Los de impactos suelen suponer
menor inversión de capital por tonelada de capacidad, mayor capacidad de
tratamiento por unidad de peso de la máquina, mayor cubicidad en el producto
triturado, menor tensión residual en las partículas. Las giratorias se caracterizan
por su amplia gama de tamaños y capacidades (entre 600 y 6000 t/h).
Para trituración secundaria se utilizan machacadoras de mandíbulas (en
fábricas de cal sobre todo), gravilladores e impactores.
Para trituración terciaria: impactores, centrífugos, molinos de martillos,
molinos de eje vertical, trituradoras cónicas.
Para trituración cuaternaria se utilizan equipos de molienda, por lo que ya se
denomina molienda primaria. Veamos algunos ejemplos a continuación.
Trituradoras de mandíbulas
Conocidas como quebrantadoras de mandíbulas, están formadas por dos
placas en V, una fija y otra móvil, de forma que al introducir el material por la
parte superior, éste es fragmentado al acercarse la mandíbula móvil y va
descendiendo por la cámara de trituración al alejarse.
Figura III.3 Diagrama de una trituradora de mandíbulas. A) Esquema b) Diagrama (Wills, 1992)
Materiales y métodos
88
Trituradores giratorios y de cono
Las giratorias están compuestas por una parte fija y otra móvil. La parte
fija, llamada bastidor o carcasa, se divide en bastidor superior (cámara de
quebrantado) y bastidor inferior (accionamiento). El bastidor superior está
revestido por placas de desgaste y posee en la parte superior el crucero, en el que
se apoya el eje pendular.
Dicho eje es de una sola pieza y pivota en la parte superior sobre un
cojinete con soporte ligeramente cónico que está sostenido mediante la tuerca de
suspensión.
La regulación del reglaje puede hacerse mediante esta tuerca, o bien
mediante un sistema hidráulico sobre el que se apoyaría el soporte anular. La parte
inferior del eje está animada con un movimiento excéntrico.
El accionamiento de las giratorias se realiza mediante una excéntrica, ya
sea mediante transmisión por engranajes cónicos, o por acoplamiento directo.
Figura III.4 Diagrama de una trituradora giratoria (Wills, 1992)
El accionamiento de las giratorias se realiza mediante una excéntrica, ya
sea mediante transmisión por engranajes cónicos, o por acoplamiento directo.
Materiales y métodos
89
Por eso se dice que las giratorias trabajan en continuo en una mitad de su
volumen, mientras que las machacadoras de mandíbulas trabajan la mitad de
tiempo en todo su volumen.
Comparativa trituradoras giratorias - trituradoras de mandíbulas
Aunque el modo operativo es el mismo en ambos, poseen grandes
diferencias en las dimensiones máximas de admisión y en la capacidad de
producción.
Figura III.5 Diagrama comparativo trituradora giratoria y mandíbulas (Menendez Aguado, J.
M.)
Viendo la figura anterior, a partir de las producciones requeridas y el
tamaño del material en la alimentación, definiríamos el tipo de trituradora a
utilizar.
Trabajando ya con volúmenes de suelos a tratar menores, los equipos
mineralúrgicos de reducción de tamaño más adecuados son los que se presentan a
continuación.
Trituradoras de cono
El triturador de cono es una giratoria modificada. La diferencia principal
es que el eje del cono no está suspendido, sino apoyado en un cojinete situado
bajo la cabeza giratoria o cono. Además, al no ser preciso tanto hueco en la
alimentación como en las giratorias, la carcasa que configura la cámara de
quebrantado converge al revés que en aquellas, aumentando el área transversal
Materiales y métodos
90
hacia la descarga, lo que permite un mayor ángulo en la cabeza, a la vez que se
mantiene el ángulo entre las superficies del cono y la carcasa, dando lugar ello a
una mayor capacidad, al ser ésta proporcional al diámetro de la cabeza.
Figura III.6 Partes de una trituradora cónica (Wills, 1992)
La cabeza va protegida por un recubrimiento desmontable, asentado sobre
cemento plástico, cinc o resina.
Figura III.7 Forma de carcasa y cono de (a) giratoria y (b) trituradora de cono.
La producción de las trituradoras de cono llega a ser 5 veces superior a las
de las máquinas primarias, que deben soportar esfuerzos de trabajo mayores. Se
opera también a mayores velocidades. La acción es más por esfuerzos de impacto
Materiales y métodos
91
que por compresión gradual. La rápida descarga y la dificultad de atasco permiten
alcanzar relaciones de reducción comprendidas entre 3 y 7, y aún superiores.
Trituradora de rodillos
Aunque todavía se utilizan, se han visto desplazadas por las trituradoras de
cono. Se usan casi únicamente para materiales friables donde se necesite una
producción regular y mínima producción de finos, aunque su validez indiscutible
es para el caso de materiales viscosos, pegajosos, húmedos o plásticos.
El modo de operación de la trituradora de rodillos es muy simple, ya sea
de cilindros lisos, acanalados o dentados. El modelo más utilizado consta de dos
rodillos que giran uno hacia el otro, como se representa en la figura.
Figura III.8 Esquema de una trituradora de rodillos. (Wills, 1992)
Trituradoras de rodillo único y mandíbula
Consisten en un tambor dentado y una placa curva estacionaria soportados
en una robusta estructura de acero. La rotura se produce por compresión y
cizallamiento entre el cilindro dentado y la placa.
Materiales y métodos
92
Figura III.9 Esquema de una trituradora de rodillo y mandíbula (Wills, 1992).
Estos molinos pueden tratar productos relativamente húmedos y pegajosos.
De ahí que representen una opción cara a aquellos suelos que, debido a sus
características de humedad y contenido en arcilla, no podrían utilizarse en los
equipos antes descritos.
La capacidad puede calcularse aproximadamente en t/h como Q =
1,2·(D·L)1,4, siendo D el diámetro y L la longitud del tambor en metros.
Trituradoras de rodillo o tambor sobre transportador
Las principales características de este tipo de equipos son su versatibilidad,
adaptabilidad, su facilidad de transporte y operación. De este modo, para plantas
de tratamiento móviles donde se trabaje con suelos con elevado contenido mineral
y/o rocoso representa una ventaja principal en cuanto a costes de operación e
instalación.
Consisten en un transportador de racletas que actúa como alimentador a un
rodillo dentado que ejerce su acción sobre el propio transportador, siendo el
responsable también de la extracción, por lo que dice que son de flujo horizontal
continuo.
Materiales y métodos
93
Fotografía III.11 Ejemplos de uso de trituradoras de rodillo sobre transportador. (Wills, 1992)
El rodillo puede acoplarse a cualquier tipo de transportador blindado y se
carga directamente desde la pala, o bien por gravedad a la descarga de una
chimenea o una tolva. En caso de atasco o sobrecarga, se invierte el sentido de la
marcha.
Destacan también como características la posibilidad de alimentación a
ambos lados; su fácil desplazamiento a lo largo del frente de trabajo o excavación;
bajo perfil que permite su uso en condiciones de limitación de espacio, no siempre
disponible en instalación de descontaminación in situ.
En el ámbito de tratamiento mineral, son muy utilizados en la minería de
carbón, de sal y en el reciclaje de escombros de demolición.
Comparación con trituradoras de mandíbulas y giratorias
En el caso de materiales friables o semi-duros no abrasivos las
machacadoras de rodillos dentados o de rodillo-mandíbula son menos costosas a
igual capacidad de alimentación.
Materiales y métodos
94
Sus principales ventajas son: reducido coste de mantenimiento mecánico; no
necesitan cribado previo; admiten sin problema materiales húmedos y pegajosos;
bastante regularidad en el producto; altura limitada.
Sus inconvenientes: no aptas para materiales duros y abrasivos por el
desgaste de las picas, bajo coeficiente de reducción. No hay grandes diferencias
en lo que se refiere a consumos energéticos, así como en la granulometría del
producto.
En resumen, la principal aplicación de las trituradoras de rodillos dentados
es para el machaqueo primario de rocas arcillosas o pegajosas (minerales de
hierro, bauxitas, carbones, sales, etc.), aunque entran en competencia en este
campo con los impactores, que consiguen mayores relaciones de reducción.
III.2.1.2 Métodos de molienda
A pesar de no estar muy desarrollada su utilización en los procesos de
descontaminación de suelos, tal y como se comentó anteriormente, podría llegarse
a utilizar en aquellos suelos con elevado contenido mineral.
El objetivo de los procesos de molienda es la reducción mecánica del
tamaño de los materiales suministrados por la etapa de trituración, hasta el punto
de conseguir la liberación de las especies de interés (en nuestro caso, el
contaminante metálico). Esta etapa requiere grandes inversiones de capital, y
suele ser la que supone mayores consumos energéticos y mayores costes
asociados a elementos de desgaste, dependiendo del volumen de suelo a tratar.
Aunque existen diversos tipos de equipos aplicables en el ámbito de la
molienda, los más habituales son los molinos de tipo cilíndrico, constituidos por
una carcasa cilíndrica revestida internamente en cuyo interior se disponen los
cuerpos moledores para reducir el mineral.
Se pueden encontrar referenciados habitualmente diversos tipos de
molienda, como son:
Materiales y métodos
95
1.- Molienda simple: su objetivo es reducir la totalidad del material
por debajo de un tamaño determinado, sin tener en cuenta más
consideraciones granulométricas del producto.
2.- Molienda forzada: cuando se exige que el producto molido tenga
una cantidad de finos superior a un valor determinado, o lo que es
lo mismo, un valor de la superficie específica superior a un
mínimo dado (pigmentos, pinturas, aglomerados hidráulicos, etc)
3.- Molienda condicionada: cuando el producto debe tener el menor
porcentaje posible de sobretriturados, por ser perjudicial o
innecesario.
4.- Molienda diferencial o selectiva: cuando, aplicada sobre
materiales heterogéneos, dirige la acción de la molienda hacia
especies determinadas.
5.- Molienda formal: cuando lo que se pretende es conseguir
partículas con unas características de forma determinadas.
6.- Molienda autógena: cuando la acción de la molienda es
producida por el propio material a moler. En ella se evita la
contaminación por desgaste de los cuerpos molturantes.
7.- Molienda criógena: cuando la acción de la molienda se produce
sobre material que ha sido enfriado previamente a bajas
temperaturas.
8.- Molienda combinada: cuando en el mismo molino se combina la
acción de molienda con otro tipo de acciones, hablándose así de
molinos clasificadores, molinos secadores, molinos mezcladores,
etc.
Tipos de molinos
Se pueden realizar diversas clasificaciones.
Materiales y métodos
96
Según la marcha
Molinos de marcha discontinua: conocidos como molinos Alsing, constan
de un tambor cilíndrico formado por una virola soldada sobre dos fondos
embutidos, soportados por unos ejes soldados a los extremos. Se acciona mediante
un grupo motorreductor acoplado directamente a uno de los ejes.
Su funcionamiento es de tipo cíclico, es decir, para realizar la molienda se
carga el molino, se da un tiempo de molienda mayor o menor según el grado de
finura deseado, y se descarga para obtener el producto, a través de puertas
estancas de las que dispone. Puede utilizarse tanto en vía húmeda como seca, y los
diámetros varían entre 600 y 2400 mm. Aunque su producción es limitada,
consigue altos grados de finura (< 50 micras).
Molinos de marcha continua: son los usados para el tratamiento económico
de grandes cantidades de material. Son cargados por un extremo mediante un
dispositivo alimentador, y la descarga puede ser por rebose, periférica en un
extremo o periférica central.
En el caso de descarga por rebose, es difícil regular el contenido de finos
en la descarga ya que el control del tiempo de permanencia es limitado. Para
superar este inconveniente, se dota de un dispositivo de nivel de salida variable
formado por un tabique perforado que forma con el fondo de salida una cámara de
evacuación provista de paletas elevadoras (descarga por rejilla).
Según el tipo de circuito
El molino puede trabajar en circuito cerrado o en circuito abierto. El
trabajo en circuito abierto supone el paso del producto directamente a la siguiente
etapa de procesamiento, sin operación previa de cribado o clasificación, mientras
que en el circuito cerrado el material que sale del molino es clasificado de forma
que sólo el material inferior a un tamaño determinado sale del circuito, siendo el
resto retornado al molino.
La molienda en circuito abierto supone un mayor consumo energético que
en circuito cerrado, para dar un producto inferior a un tamaño dado, al aumentar la
Materiales y métodos
97
sobremolienda, por lo que la eficacia de operación es peor, aunque la instalación
sea más sencilla.
Los que trabajan en circuito cerrado trabajan con clasificadores hidráulicos
si la operación es en húmedo, o con cribas o clasificadores neumáticos si es en
seco.
Según el tipo de accionamiento
Hay varios sistemas de accionamiento de los molinos de bolas.
· Accionamiento por fricción directa sobre la pared del cilindro o
llantas de rodadura solidarias al cilindro: sólo para pequeños
molinos, de potencia inferior a 200 kW y diámetro no superior a 2
m. El accionamiento se produce con neumáticos o ruedas macizas
· Accionamiento lateral por piñón-corona y motor rápido con
transmisión por polea: la corona está fijada a uno de los fondos del
molino, y engrana con el piñón cuyo eje es accionado mediante
transmisión por poleas. Se emplea para potencias inferiores a 150
kW.
· Accionamiento lateral por motor de velocidad normal y reductor:
Es el más usado para potencias bajas (hasta 500 kW). Se utilizan
motores asíncronos acoplados a reductores de velocidad, cuyo eje
se une directamente con el del piñón de ataque del molino. A partir
de 200 kW, entre motor y piñón se instala un embrague neumático.
· Accionamiento lateral por piñón-corona y motor de velocidad
lenta: Consiste en el ataque directo de la corona dentada por un
piñón acoplado directamente en el extremo del eje de un motor
eléctrico de velocidad lenta. Se utiliza para molinos con potencias
entre 300 y 6000 kW. Llevan siempre entre motor y piñón un
embrague neumático.
· Accionamiento sin engranajes: Para potencias superiores a 10000
kW, la transmisión por engranajes plantea problemas, por lo que se
Materiales y métodos
98
opta por accionar mediante un motor eléctrico de velocidad muy
lenta, siendo el rotor el propio molino.
Según el sistema de carga del molino
Pueden ser alimentados directamente por gravedad mediante un
alimentador de tubo, mediante un sinfín, mediante cuchara o mediante un canal
vibrante.
Fotografía III.12 Ejemplos de molinos según si método de carga. (Wills, 1992)
Según el sistema de descarga
Descarga por rebose: la descarga es por el extremo opuesto a la
alimentación, y en procesos de vía húmeda. La descarga suele estar protegida por
una especie de trómel para retener fragmentos de bolas o partículas demasiado
grandes. Se caracteriza por la elevada producción de finos.
Figura III.10 Esquema de la descarga por rebose. (Wills, 1992)
Materiales y métodos
99
Descarga periférica: la descarga se produce a través de unas rejillas
dispuestas en la periferia. Facilita la circulación del producto molido, muy usado
en vía seca.
Figura III.11 Esquema de descarga periférica lateral y central. (Wills, 1992)
Descarga por rejilla: muy usado en molinos de bolas.
Figura III.12 Esquema de descarga por rejilla. (Wills, 1992)
III.2.1.3 Estimación de consumos energéticos en trituración y molienda.
La subida en los últimos años de los costes energéticos, la presión
medioambiental y la bajada progresiva de los precios de mercado de algunos
concentrados metálicos de gran importancia económica (debido a la bajada a su
vez de los precios de los metales correspondientes), ha inducido la necesidad, en
la industria minera en general y en las plantas de beneficio en particular, de una
mejora de la eficiencia de sus operaciones.
Y un punto importante en dicha mejora de la eficiencia se centra en la
mejora del rendimiento energético de las operaciones.
Materiales y métodos
100
A pesar de lo anterior, el estudio de los rendimientos energéticos en los
procesos de descontaminación de suelos que incluyen técnicas de trituración y
molienda aún es muy escaso. De ahí, se entiende que resulta de especial interés la
posibilidad de predicción del consumo energético en el que se puede incurrir en
las operaciones de fragmentación, a la hora de diseñar o incluso optimizar
operaciones de este tipo.
Por este motivo, se considera primordial realizar un estudio detallado del
Indice de Bond con alguno de los suelos objeto de esta tesis doctoral.
En este sentido, se han dirigido grandes esfuerzos investigadores ya desde
mediados del siglo XX, siendo de aceptación práctica generalizada la metodología
propuesta por Fred Bond ya en 1952.
A pesar de haberse realizado importantes intentos de caracterizar por vías
alternativas el comportamiento energético ante la fragmentación de los diversos
materiales, siempre se fija como referente comparativo en primera instancia el
Análisis de Bond, y en todo caso la gran cantidad de datos disponibles y la
indudable eficacia práctica de su método permite presagiar que seguirá siendo así
por mucho tiempo.
Bond (1952) concluyó que el trabajo necesario para romper un cubo de
lado d es proporcional al volumen d3 de dicho cubo; pero al formarse la primera
grieta, la energía fluye a las nuevas superficies resultantes, que serán
proporcionales a d2. Cuando se produce la rotura de una partícula de forma
irregular, la energía de deformación se distribuye irregularmente según dicho
autor, y por tanto la energía requerida para la rotura está entre d3 y d2, siendo la
media geométrica d2.5, un compromiso entre Kick y Rittinger. Como el número de
partículas con, supuestamente, la misma forma, es proporcional a 1/d3, el trabajo
necesario para romper la unidad de volumen será d2.5/d3 = 1/Öd. Así, en este caso
se puede escribir:
÷ø
öçè
æ-×=
D
1
d
1KE 5ee
Materiales y métodos
101
Bond definió el �índice de trabajo� o índice de Bond como
100
1Kw 5i ×= , que será la energía total requerida para reducir el tamaño de un
mineral desde un tamaño teóricamente infinito hasta un producto con un 80%
inferior a 100 micras.
Sustituyendo, se obtiene la conocida fórmula de Bond:
÷ø
öçè
æ-××=º
D
1
d
110wWE iee
en la que d y D son expresados en micras y corresponden al tamaño por el que
pasa el 80% de producto y alimentación respectivamente.
Ensayo propuesto por Bond para la determinación del índice de trabajo
La Tercera Ley de la Fragmentación, ya expuesta anteriormente, proponía
la ecuación básica siguiente:
÷ø
öçè
æ-××=
D
1
d
1w10W i
en la que W es el consumo energético específico, en kWh/t, d y D son los tamaños
que dan un pasante del 80% en producto y alimentación respectivamente,
expresados en micras.
De la fórmula se puede deducir una definición, de valor más teórico que
práctico, del índice de Bond, que sería el consumo energético específico en kWh/t
necesario para reducir el material desde un tamaño suficientemente grande
(teóricamente infinito) hasta un tamaño de 100 micras, y según el propio Bond
sería un parámetro de conminución que expresa la resistencia del material ante las
operaciones de trituración y molienda.
Según Bond, si el material se comportase de manera homogénea ante la
reducción de tamaño (caso muy poco habitual, por otra parte), el valor de su
índice de trabajo se mantendrá constante en las sucesivas etapas de conminución.
Materiales y métodos
102
Pero la realidad es que los materiales frecuentemente son heterogéneos en
su estructura, pudiendo hablarse normalmente de un tamaño de grano natural, de
forma que el comportamiento de ese material a tamaños de molienda superiores a
dicho tamaño nos daría valores del índice de trabajo inferiores que en el caso de
realizar la molienda a un tamaño inferior a dicho tamaño de grano natural; esto se
explica de una forma sencilla, ya que en el primer caso, los esfuerzos sobre las
partículas generados por la acción de la molienda se dirigirá en principio
preferentemente hacia las superficies intergranulares, que normalmente
presentarán una resistencia inferior a la presentada por la red del grano
monocristalino, y por tanto el consumo energético de la operación será menor.
No cabe duda que la eficacia de la operación estará influenciada
enormemente por las características de la máquina, y es por ello que Bond definió
con bastante precisión las condiciones en las que se debería realizar el ensayo,
como veremos posteriormente.
Por tanto, las determinaciones del índice de Bond mediante ensayos de
laboratorio muestran el comportamiento del material en un rango estrecho de
tamaños, y cualquier desviación puede acusar la influencia de esa heterogeneidad,
y por tanto traducirse en variaciones que pueden ser importantes del índice de
trabajo. Por esto es muy recomendable que la determinación del índice de trabajo
se realice lo más cerca posible del tamaño requerido en la molienda industrial.
Puede hablarse de un índice de trabajo operacional, que sería resultado de
la medición en la planta real de los consumos energéticos en los que se ha
incurrido al procesar una cantidad de material determinada; ese sería el valor
idóneo para el diseño del circuito, pero el inconveniente está en que normalmente
este valor no es conocido sino a posteriori, y podría considerarse como una
medida de eficacia de operación la comparación entre el índice de trabajo
obtenido en el laboratorio y el calculado en la planta.
En la Tabla III.3 aparecen los valores publicados por Bond para un gran
número de materiales, tanto en el caso de molinos de barras como molinos de
bolas.
Materiales y métodos
103
Tabla III.3 Índices de Bond para diversos materiales
El método de Bond proporciona una primera estimación del consumo real
de energía necesario para triturar o moler un material en un determinado equipo a
escala industrial (error promedio ± 20%). Sin embargo, debido a su simplicidad,
este procedimiento se utiliza con asiduidad para el dimensionado de trituradoras,
molinos de barras y bolas, tanto a escala piloto como industrial. Veremos a
continuación una breve descripción de los ensayos propuestos por Bond para cada
Materiales y métodos
104
uno de los casos, tratando con una mayor profundidad el caso del ensayo de Bond
para trituración y molienda, siendo métodos posiblemente utilizados en plantas de
lavado de suelos.
Ensayo de Bond para trituración.
El procedimiento experimental estándar de laboratorio, para determinar el
índice de trabajo en la etapa de trituración, básicamente consiste en lo siguiente:
· Preparación del material a un tamaño comprendido entre 2 y 3
pulgadas. Se coloca parte de dicho material entre 2 péndulos
opuestos e iguales (30 lbs. de peso cada uno), que pueden
levantarse controladamente a distintas alturas de caída.
· Efectuar un ensayo de impacto sobre el material, colocando la
dimensión menor de la roca en la dirección del impacto a producir
por ambos péndulos, los cuales se levantarán progresivamente,
hasta producir la fractura requerida del material.
· El índice de trabajo (Wi; kwh/ton. corta) se calculará a partir de un
promedio de 10 ensayos válidos, mediante la fórmula:
CWs
i ×=r59,2
donde:
Wi = índice de trabajo del material, aplicable a trituración (kwh/ton
corta)
rs = peso específico del sólido
C = esfuerzo del impacto aplicado, necesario para fracturar el
material (lb-pie/pulg. de espesor de la roca).
Ensayo estándar para molinos de barras
Como va a ser descrito en profundidad el ensayo para el caso de molinos
de bolas, y ambos son en esencia similares, sólo se comentarán aquí las
características diferenciales entre ambos.
Materiales y métodos
105
En el caso de los molinos de barras, la alimentación se prepara en
trituración a tamaño inferior a ½ pulgada (< 1, 27 mm.), midiéndose un volumen
de 1250 cm3 en un cilindro graduado, que es pesado y analizado
granulométricamente. Se procede con ello a realizar una molienda en seco en un
molino de barras de laboratorio de 12� de diámetro y 24� de largo con
revestimiento interno ondulado, que gira a 46 rpm, y en unas condiciones de
100% de carga circulante. La carga molturante consiste en seis barras de 1.25� de
diámetro y 21� de largo, y dos de 1.75� de diámetro y también 21� de largo, con
un peso total de 33.380 kg.
Con el fin de contrarrestar la segregación que se puede producir en los
bordes del molino, la forma de llevar a cabo la molienda es como se recoge a
continuación.
La molienda se lleva a cabo con el molino horizontal durante 8 vueltas,
tras las cuales el eje del molino se inclina 5º en un sentido, para dar una vuelta, y
se vuelve a inclinar 5º en el otro sentido, para volver a la horizontalidad durante
las siguientes ocho vueltas, repitiéndose en lo sucesivo el modo operatorio.
Los tamaños de cierre del circuito llegan hasta las 200 micras. Al final de
cada período de molienda, la descarga del molino se produce inclinando el molino
45º durante 30 revoluciones. El producto es tamizado al tamaño de cierre del
circuito correspondiente, el pasante se pesa y se adiciona al rechazo una cantidad
de alimentación representativa igual al peso del pasante, para recomponer el peso
inicial de los 1250 cm3.
Este material es introducido al molino, moliéndose durante un número de
revoluciones calculado para dar una carga de recirculación igual al peso de la
alimentación fresca añadida (100 % de carga circulante).
Se continúa con los ciclos de molienda hasta que los gramos de pasante
producidos por revolución alcanzan el equilibrio o modifican su tendencia de
crecimiento o decrecimiento. El pasante del último ciclo se analiza
Materiales y métodos
106
granulométricamente, y el valor medio de gramos producidos por revolución de
los tres últimos ciclos es el índice de molturabilidad en molinos de barras.
El cálculo final del índice de Bond, para el caso de molinos de barras, se
realiza mediante la aplicación de la fórmula siguiente:
÷÷
ø
ö
çç
è
æ-××
=
8080
625.023.0100
1010
62
FPGbpP
Wi
en la que:
Wi es el índice de trabajo del material, en kWh/ton corta.
P100 es la abertura en micras de la malla de corte utilizada para
cerrar el circuito.
Gbp es el índice de molturabilidad del material en molinos de
bolas, en g/rev.
F80 es el tamaño correspondiente al 80% de pasante de la
alimentación fresca, en micras.
P80 es el tamaño correspondiente al 80% de pasante del producto
final, en micras.
Este valor de índice de trabajo sería válido para el cálculo de la potencia de
salida del motor de accionamiento de un molino de 8 ft de diámetro interno,
trabajando en vía húmeda y en circuito abierto, en función del caudal másico (t/h)
de alimentación.
Bond propuso factores correctores al valor obtenido mediante la
metodología anterior, de forma que si el molino tiene un valor del diámetro
diferente, el índice de trabajo obtenido debería ser corregido multiplicándolo por
20.0
D
8÷ø
öçè
æ, siendo D el diámetro del molino expresado en ft.
Bond propuso además un factor de corrección para el caso de la molienda
en vía seca, de forma que en esas condiciones de operación el valor del índice de
Materiales y métodos
107
trabajo debería ser incrementado multiplicándolo por 1.30. En todo caso, en el
apartado siguiente se realiza un análisis y exposición conjunta de los factores de
corrección aplicables tanto en el caso de molinos de barras como de bolas
(Rowland, 1998).
Ensayo estándar de Bond para molinos de bolas.
El índice de trabajo de un material, aplicable a la molienda fina en molinos
de bolas, se determina en un molino de laboratorio de dimensiones estándar, de 12
pulgadas de diámetro y 12 pulgadas de largo, que gira a 70 rpm, posee esquinas
redondeadas y revestimiento liso, con una carga de bolas de acero determinada.
En lo que se refiere a la carga molturante, debemos detenernos para realizar la
aclaración que se realiza seguidamente.
En su publicación más conocida (Bond, 1961), Bond definió carga de
bolas mostrada en la tabla siguiente.
Área Pesopulgadas cm Nº bolas cm2 (g)
1,45 3,683 43 1832,4 88031,17 2,972 67 1858,9 72061,00 2,540 10 202,7 6720,75 1,905 71 809,5 20110,61 1,549 94 708,9 1433
285 5412,4 20125Total:
Tamaño bolasCarga recomendada por Bond en 1961
Tabla III.4 Distribución recomendada por Bond inicialmente.
Sin embargo, según BICO, empresa fabricante del molino utilizado para la
realización de los ensayos recogidos en el presente trabajo, mediante
correspondencia particular Bond admitió la dificultad de especificar un número de
bolas de cada peso para dar el área superficial y el peso total especificados,
realizando una corrección que según la mencionada referencia debería ser la
siguiente:
Materiales y métodos
108
Área Pesopulgadas cm Nº bolas cm2 (g)
1,500 3,810 25 1140,1 56901,250 3,175 39 1235,1 51371,000 2,540 60 1216,1 40460,875 2,223 68 1055,2 30720,750 1,905 93 1060,3 2646
285 5706,8 20592Total:
Carga recomendada por Bond finalmenteTamaño bolas
Tabla III.5 Distribución recomendada por Bond finalmente en donde los valores de área y peso han sido calculados considerando bolas
perfectamente esféricas y con la misma densidad que las propuestas inicialmente,
ya que Bond en este caso simplemente corrigió el número de bolas.
Hay que decir que las bolas recibidas junto con el equipo correspondían en
número con esta nueva distribución, para a la hora de realizar las comprobaciones
necesarias, se encontró que los valores de peso, obtenidos mediante pesada real de
las bolas, son los recogidos en la tabla siguiente.
Área Pesopulgadas cm Nº bolas cm2 (g)
1,500 3,810 25 1140,1 67631,250 3,175 39 1235,1 54681,000 2,540 60 1216,1 45000,875 2,223 68 1055,2 37870,750 1,905 93 1060,3 3720
285 5706,8 24238Total:
Valores medidos en laboratorioTamaño bolas
Tabla III.6 Distribución de bolas medida.
En la tabla III.6, los valores de área superficial se han obtenido de nuevo
por cálculo, pero los pesos han sido medidos en el laboratorio. Se debe resaltar,
porque es la causa de la decisión que llevó a la definición de la distribución final
de bolas que sería utilizada, que el peso total medido de bolas es muy superior a
las 44,5 libras que Bond aconsejó siempre en todo caso (» 20.125 kg).
Debido a esto, se tomó la decisión de reajustar la carga de bolas
suministrada con el molino, manteniendo la distribución de tamaños propuesta
finalmente por Bond, pero de manera que el peso final de bolas sea más cercano a
Materiales y métodos
109
los 20.125 kg. La distribución final utilizada, por tanto, es la que se muestra a
continuación.
Área Pesopulgadas cm Nº bolas cm2 (g)
1,500 3,810 22 1003,3 59511,250 3,175 34 1076,8 47671,000 2,540 50 1013,4 37500,875 2,223 54 838,0 30070,750 1,905 73 832,3 2920
233 4763,7 20396
Valores medidos en laboratorioTamaño bolas
Total:
Tabla III.7 Distribución de bolas utilizada en los ensayos. en la que el peso de bolas se ha ajustado mejor. El valor calculado del área
superficial ha quedado disminuido en este caso, pero hay que decir que el valor
real, de haberse podido medir, sería bastante superior al calculado, al presentar la
mayoría de las bolas imperfecciones geométricas no despreciables.
La Figura III.13 expresa y resume la presente discusión de manera gráfica.
0100020003000400050006000700080009000
10000
1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0
Tamaño (mm)
Pe
so (
g)
Dist. Final Bond
Dist. utilizada
Dist. Inicial Bond
Figura III.13 Comparación entre las distintas distribuciones analizadas.
Una vez realizado este pequeño análisis acerca de la distribución de la
carga molturante, continuemos con la definición de las condiciones de ensayo.
La alimentación al molino corresponde a material triturado
controladamente al 100% menor de 6 mallas Tyler (<3.35 mm), pudiendo
utilizarse una alimentación más fina si fuese necesario; el volumen aparente de
Materiales y métodos
110
dicha alimentación es en este caso de 700 cm3. Previamente a la realización del
ensayo, la alimentación se caracteriza mediante su peso y su distribución
granulométrica.
El ensayo consiste en la realización de una molienda en seco en el molino
de bolas, simulando una operación en circuito cerrado con 250% de carga
circulante, y utilizando la malla de corte requerida, de acuerdo con el circuito
industrial, de forma que los tamaños de cierre del circuito se encuentren siempre
en el rango comprendido entre 28 y 325 mallas Tyler (entre 600 y 40 micras,
aprox.). En la Figura III.14 se representa dicho circuito.
Figura III.14 Esquema del circuito cerrado utilizado en el ensayo de Bond.
El ensayo de Bond se inicia moliendo el material durante un número
arbitrario de revoluciones, normalmente 100 aunque puede ser 50 en el caso de
materiales blandos; se vacía el molino con la carga de bolas, y se tamizan el
material sobre el tamiz correspondiente a la malla de corte del circuito.
A continuación, se pesa el pasante, dejándolo a parte, y se agrega carga
fresca al rechazo para reconstruir la carga inicial de sólidos alimentada al molino
en cada ciclo, completando el peso de los 700 cm3 iniciales. Este material se
retorna al molino, junto con la carga de bolas, siendo dicho material molido
durante el número de revoluciones calculado para producir un 250% de carga
circulante, repitiendo dicho procedimiento hasta alcanzar las condiciones
Materiales y métodos
111
requeridas de equilibrio. El número de revoluciones requeridas se calculará en
base a los resultados del ciclo precedente (según el valor de los gramos de finos
producidos por cada revolución del molino).
Se continúa con los ciclos de molienda hasta que el número de gramos
netos de pasante producidos por revolución alcance el equilibrio (que debería ser
cuando el pasante total de finos sea 1/3.5 veces el peso total al molino). En ese
momento, se realizará un análisis granulométrico del pasante en el tamizado
(correspondiente al producto final del circuito de molienda), con el objeto de
determinar el valor P80. El índice de molturabilidad del molino de bolas (gramos
por revolución) se obtendrá promediando los valores correspondientes a los tres
últimos ciclos.
El índice de trabajo del material, válido para molienda en molinos de
bolas, se calculará según la siguiente expresión empírica propuesta por Bond:
W
P GbpP F
i =
× × -æ
èç
ö
ø÷
44 5
10 101000 23 0 82
80 80
.
. .
en la que:
Wi es el índice de trabajo del material, en kWh/ton corta.
P100 es la abertura en micras de la malla de corte utilizada para cerrar el
circuito.
Gbp es el índice de molturabilidad del material en molinos de bolas, en
g/rev.
F80 es el tamaño correspondiente al 80% de pasante de la alimentación
fresca, en micras.
P80 es el tamaño correspondiente al 80% de pasante del producto final, en
micras.
El valor del índice de trabajo calculado según la expresión anterior, es
consistente con la potencia mecánica de salida de un motor capaz de accionar un
molino de bolas del tipo descarga por rebose, de 8 pies de diámetro interno,
trabajando en vía húmeda en húmedo y en circuito cerrado con un clasificador.
Materiales y métodos
112
En principio, Bond propuso sólo dos factores de corrección, los mismos
que en el caso de los molinos de barras y con los mismos valores. En trabajos
posteriores (Rowland, C.A., 1988) se analizaron y actualizaron diversos factores
de corrección, y aquí recogeremos los publicados más recientemente por Rowland
en la referencia antes citada.
Como el propio Rowland menciona en dicho trabajo, los tamaños típicos
de molinos, tanto de bolas como de barras, crecieron bastante desde los años 60 en
los que Bond hizo fundamentalmente su investigación; así, si en 1960 el mayor
molino de barras tenía un diámetro de 3.20 a 3.51 metros (10.5 a 11.5 ft) y a
finales de dicha década ya había molinos de barras de 5.03 m. (16.5 ft), y de
forma idéntica con los molinos de bolas que en esa época llegaron a los 5.5 m. de
diámetro (18 ft), época que coincidió con la aparición de los grandes molinos de
molienda autógena y semiautógena, de hasta 10.4 m. de diámetro (34 ft).
Factores de corrección al índice de Bond
Corrección de unidades de masa
La primera de las correcciones que se pueden hacer el índice de Bond es
una mera cuestión de unidades, ya que los valores obtenidos por aplicación directa
de la fórmula se obtienen en kWh/sht, es decir, por tonelada corta, de forma que
para obtener el consumo energético específico referido a unidades métricas, es
preciso multiplicar el valor en kwh/sht por 1.102
Corrección a molienda en vía seca
En este caso, el parámetro continuó siendo el propuesto por Bond
originalmente, es decir, se aplica un coeficiente multiplicador K1 =1.3 para el caso
de la molienda en vía seca.
Corrección a circuito abierto
El valor del multiplicador K2 aplicable en el caso de que la operación se
realice en circuito abierto, se recoge en la Tabla III.8, en función del porcentaje de
pasante deseado por el tamaño utilizado como P100 en el ensayo de Bond.
Materiales y métodos
113
Pasante especificado (%) K2 50 60 70 80 90 92 95 98
1.035 1.05 1.10 1.20 1.40 1.46 1.57 1.70
Tabla III.8 Valores del multiplicador K2.
Los valores intermedios se obtendrán por interpolación.
Corrección del diámetro del molino
Para determinar el multiplicador K3 correspondiente al escalamiento de
tamaño del molino, éste se puede calcular de la siguiente forma:
m96.3Dpara
m96.3Dpara
914.0
D
44.2
K
2.0
3
³
£
ïïï
î
ïïï
í
ì÷ø
öçè
æ
=
siendo D el diámetro interno del molino (sin incluir el revestimiento) donde se ve
que setoma como base el molino de 8.5 ft de diámetro, y que el multiplicador es
constante para diámetros internos superiores a los 13 ft (3.96 m).
En la Tabla III.9 se recogen los valores correspondientes a los diámetros
más frecuentes, pudiendo verse la evolución del multiplicador con el diámetro del
molino.
Diámetro interno, sin revestimiento
ft m
Diámetro interno, con revestimiento ft m
Multiplicador
K3 3.0
3.281 4.0 5.0 6.0
6.562 7.0 8.0 8.5 9.0
0.914 1.0 1.22 1.52 1.83 2.0 2.13 2.44 2.59 2.74
2.6 2.88 3.6 4.6 5.6 5.96 6.5 7.5 8.0 8.5
0.79 0.88 1.10 1.40 1.71 1.82 1.98 2.29 2.44 2.59
1.25 1.23 1.17 1.12
1.075 1.06
1.042 1.014 1.00
0.992
Materiales y métodos
114
9.5 9.843 10.0 10.5 11.0 11.5 12.0 12.5 13.0
13.124
2.90 3.0 3.05 3.2 3.35 3.51 3.66 3.81 3.96 4.0
9.0 9.34 9.5 10.0 10.5 11.0 11.5 12.0 12.5 12.62
2.74 2.85 2.9 3.05 3.20 3.35 3.51 3.66 3.81 3.85
0.977 0.97
0.966 0.956 0.948 0.939 0.931 0.923 0.914 0.914
Tabla III.9 Valores del multiplicador K3.
Corrección al tamaño de la alimentación
Hay unos límites superiores óptimos de tamaño para la alimentación, tanto
en molinos de bolas como de barras, que pueden ser calculados según las
expresiones siguientes:
5.0
iopt w
1316000F ÷÷
ø
öççè
æ×= para molinos de barras
5.0
iopt w
134000F ÷÷
ø
öççè
æ×= para molinos de bolas
Para tamaños de alimentación F80 superiores a Fopt, se aplica un
multiplicador K4 dado por:
( )
R
F
FF7w
1K opt
opt80i
4
-×-
+= ,
siendo R la relación de reducción 80
80
P
FR = .
Corrección por finura en molinos de bolas
Cuando se lleva a cabo la molienda a tamaños de P80 inferiores a 74 micras
(200 mallas), la pérdida de eficacia aumenta mucho al disminuir el tamaño. Se
define así un nuevo multiplicador K5 de la forma siguiente:
Materiales y métodos
115
80
805 P145.1
3.10PK
×
+=
Corrección por relación de reducción anómala en molinos de barras
Esta es aplicable sólo en el caso de molinos de barras. Se define la relación
de reducción normal en un molino de barras como D
L58R0 ×+= , siendo L la
longitud de las barras y D el diámetro interno considerando el revestimiento.
Cuando la diferencia en valor absoluto entre R y R0 es mayor que 2, 2RR 0 >- ,
entonces se aplica un nuevo multiplicador K6, obtenido como sigue:
( )150
RR1K
20
6
-+=
En el caso de relaciones de reducción muy grandes, este multiplicador sólo
se aplica si wi > 8.
Corrección por relación de reducción pequeña en molinos de bolas
Cuando la relación de reducción en el caso de los molinos de bolas es
pequeña, R < 6, se aplica un nuevo multiplicador K7 definido de la forma
siguiente:
35.1R
13.01K7 -+=
Corrección por el modo de operación en molinos de barras
La operación de un molino de barras está muy afectada por cómo se
prepara la alimentación, así por el desgaste en la carga molturante y revestimiento,
al afectar a la acción de las barras en el molino.
Así, en el caso de un circuito con sólo molinos de barras, entonces se
recomiendan los siguiente valores del multiplicador K8:
K8 = 1.4, si la alimentación se prepara con trituración en circuito
abierto,
Materiales y métodos
116
K8 = 1.2, si la alimentación se prepara con trituración en circuito
cerrado.
En este caso se recomienda además la aplicación de los
multiplicadores K3, K4 y K6.
Sin embargo, en el caso de que sea un circuito molino de barras � molino
de bolas, los valores del multiplicador en cuestión serán los siguientes:
K8 = 1.2, si la alimentación al molino de barras se prepara con
trituración en circuito abierto,
K8 = 1, si la alimentación al molino de barras se prepara con
trituración en circuito cerrado, es decir, no es necesaria ninguna
corrección en este caso.
También en este caso se recomienda además la aplicación de los
multiplicadores K3, K4 y K6.
Multiplicador de corrección total
En cada caso particular, al valor obtenido a partir del ensayo de laboratorio
antes descrito, ya sea en el caso de molinos de barras o de bolas, será corregido
por un factor de corrección total
Õ=i
iKK
siendo los valores de i, entre 1 y 8, los aplicables a cada caso particular, además
del factor de conversión previo ya comentado para el paso de tonelada corta a
tonelada métrica.
III.2.2 Métodos de separación por tamaños
Como se comentó en varias ocasiones en esta tesis, los contaminantes
principalmente se concentran en las fracciones finas del suelo objeto de
descontaminación. Este hecho hace que, la fracción gruesa de los suelos no
presente valores de contaminación superiores a los estándares permitidos,
Materiales y métodos
117
representando por lo tanto un volumen de material que no sería necesario
descontaminar.
Debido a este hecho, los métodos de separación por tamaños empleados en
los procesos de descontaminación, deben de permitir una adecuada reducción del
volumen total a tratar, siendo una etapa fundamental tanto en el desarrollo
posterior del proceso de descontaminación como en sus costes finales.
III.2.2.1 Métodos de cribado y clasificación en campo centrifugo.
Cribado. Descripción.
Proceso mecánico de clasificación por tamaños de un conjunto de
partículas, mediante la presentación de dicho conjunto sobre una superficie con
aberturas, de forma que sólo pasarán las partículas cuya dimensión sea menor que
la de las aberturas.
Normalmente, los equipos de cribado empleados en los procesos de
descontaminación de suelos tienen por objeto la primera eliminación de aquellos
materiales estériles que no forman parte del suelo tales como maderas, ramas,
hierros y, como se describió en la introducción de este apartado, de la eliminación
de las fracciones más gruesas del propio suelo, generalmente libres de
contaminantes.
Su necesidad está justificada porque las razones anteriores y porque, en los
procesos de descontaminación donde exista molienda, esta no garantiza el tamaño
de salida. Según el caso, puede utilizarse la siguiente terminología:
Escalpado: eliminación de los elementos con dimensión anormalmente
gruesa.
Precribado: eliminación de finos por cribado previamente a una etapa de
fragmentación.
Calibrado: eliminación sobre parrilla de los tamaños superiores a 100 mm.
Cribado: se reserva a veces para la separación de materiales entre 100 y
1.5 mm.
Materiales y métodos
118
Tamizado: cuando se separan materiales entre 0.04 y 1.5 mm.
Recribado: cuando se repite la operación de cribado para mejorar su
clasificación
Desempolvado: cuando se elimina el producto fino por constituir un
residuo.
Agotado: cuando se elimina el agua por cribado tras una operación en
húmedo
Las superficies elegidas para la realización del cribado deben de cumplir
las siguientes condiciones:
· Resistencia a las deformaciones, al desgaste y a la fatiga.
· Regularidad en la luz de malla
· Porcentaje de superficie útil frente a la total
· Posibilidad de cegado de las aberturas
· Gama de aberturas admisible para cada tipo de superficie
Así, podremos tener como superficies de cribado, las siguientes:
Parrillas: formadas por barras paralelas entre si una distancia en función
de la clasificación deseada. Pueden ser fijas o vibratorias y su rango de aplicación
está entre 300 y 40 mm. El porcentaje de superficie útil puede variar entre el 10 y
el 75%.
Chapas perforadas: Constituidas por chapas de acero de espesor entre 6 -
20 mm, con perforaciones que pueden ser de diferente forma y disposición. En la
industria de los áridos y minería es habitual encontrar perforaciones circulares
dispuestas al tresbolillo a 60º, siendo en ese caso el área útil calculada como:
Superficie libre = 0.906 · (R/T)2
siendo R el diámetro de los agujeros y T la mínima distancia entre sus centros;
este valor está entre 30 y 45 %. Su rango de aplicación está entre 100 y 4 mm.
Materiales y métodos
119
Mallas metálicas: Constituidas por alambres tejidos de diferente forma,
que presentan orificios rectangulares o cuadrados. La superficie útil es alta, con
valores entre 65 y 75 %, aplicándose para tamaños entre 125 y 0.10 mm.
El tamaño de corte oscila entre el 55 y 75 % del diámetro de abertura, y el
grosor de los alambres es mayor a mayor abrasividad del material.
Estas pueden ser:
· Mallas cuadradas onduladas: si no hay riesgo de atasco, con luces
de malla entre 0.23 y 25 mm. de lado.
· Mallas cuadradas planas: mayor vida útil al no desgastarse por los
nudos. Con luces de malla entre 12.5 y 125 mm.
· Mallas rectangulares onduladas: suponen un aumento de la
superficie útil. Se fabrican con luces de malla entre 1.25 y 40 mm.,
siendo ésta el lado menor.
· Mallas rectangulares planas: pueden ser planas finas (desde 1.5x50
mm hasta 10x150 mm.), con alambres de 1.25 a 4 mm., o planas
gruesas (con luces de 14 a 80 mm.).
· Mallas anticolmatado: diseñadas para materiales arcillosos o
cuando existe humedad. Los alambres están tejidos de manera
independiente, y al estar sometidos a vibración dificultan el
colmatado. Según el tipo de tejido, pueden variar su luz entre 1.5 y
40 mm.
Mallas de poliuretano: En el cribado de materiales altamente abrasivos,
estas mallas pueden llegar a durar entre 30 y 50 veces superior a las metálicas. Se
caracterizan por su duración, amortiguación del ruido y propiedades
antiadherentes y anticolmatado (gracias a la elasticidad del poliuretano).
Su montaje es rápido y sencillo, siendo su mantenimiento casi nulo. Sus
inconvenientes son el coste por m2 y la menor capacidad de cribado (20-30 %
Materiales y métodos
120
inferior que las metálicas). Se fabrican de cualquier medida y luz, con
perforaciones cuadradas o rectangulares.
Rejillas filtrantes: Se utilizan habitualmente para separación sólido �
líquido. Su duración es superior a las rejillas convencionales, con luces a partir de
0.10 mm. Son usadas en instalaciones de concentración, filtración, clasificación,
etc.
Rendimiento del cribado
También conocido como eficacia de cribado, expresa el porcentaje de
finos de la alimentación que pasan a través de la criba.
Una ecuación para calcular la eficacia de cribado se puede calcular a partir
de un balance de masa a través de una criba de la forma que sigue:
Consideremos una criba sobre la que se alimentan A t/h, siendo R y P el
rechazo y pasante respectivamente.
Sean a, r y p los porcentajes de material por encima del tamaño de corte en
alimentación, rechazo y pasante, respectivamente, que pueden ser determinados
mediante tamizado a partir de muestras representativas.
Balance de masa sobre la criba: A = R + P
Balance de masa al material mayor que la luz de malla: A·a = R·r + P·p
Balance de masa al material inferior a la luz de malla: A (1 - a) = R (1 - r)
+ P (1 - p)
Operando sale:
)(
)(
pr
pa
A
R
-
-= y
)(
)(
pr
ar
A
P
-
-=
Recuperación de material grueso en el rechazo: )(
)(
pra
par
aA
rR
-×
-×=
××
Materiales y métodos
121
Recuperación de finos en el pasante: ))(1(
))(1(
)1(
)1(
pra
arp
aA
pP
--
--=
-×
-×
Se puede considerar su producto como una medida de la eficacia de
cribado E,
)1()(
)()1()(2 apra
arpparE
-×-×
-×-×-×=
De esta fórmula se deduce una muy usada que supone que no hay roturas ó
deformaciones de agujeros, por lo que la cantidad de material grueso que en el
pasante será despreciable, y por tanto p = 0, quedando la fórmula de la eficacia de
cribado así:
)1( ar
arE
-×-
=
Factores que influyen en el rendimiento de cribado
Hay muchos factores que influyen, debidos a la propia superficie de
cribado, al producto a tratar, al movimiento de la criba o a las condiciones de
trabajo.
Observando únicamente las condiciones del movimiento de la criba, se
puede obtener un coeficiente de cribado que permite dar una idea de la dificultad
de operación:
( )
bba
cos109
sin4
2
××
+××=
naKV
siendo a amplitud (cm), n velocidad angular (rpm), a ángulo de reposo del
material, b ángulo del paño sobre la horizontal.
Así, cuando Kv está entre 1.5 y 2 el cribado es fácil; entre 2 y 2.5 es
normal; entre 3 y 3.5, el cribado será difícil.
Materiales y métodos
122
Clasificación por vía húmeda
Este tipo de clasificación representa seguramente el proceso más
importante en esta etapa de los distintos equipos utilizados en las tecnologías de
lavado de suelos, trabajando con tamaños de partículas donde realmente se efectúa
la limpieza/descontaminación del suelo.
Los hidroclasificadores efectúan la clasificación de las partículas en
función de sus diferencias de velocidad de desplazamiento relativo en el seno de
un medio fluido. Se aplica en la separación de partículas entre 0,2 mm. y 2 mm.,
siendo el medio más económico cuando se requieren altas capacidades de
tratamiento.
Principios de la clasificación
Cuando un sólido cae libremente en el vacío, está sujeto a una aceleración
constante y su velocidad crece indefinidamente, siendo independiente del tamaño
y de la densidad. En un medio viscoso, tal como el aire o el agua, hay una
resistencia a este movimiento, la cual crece con la velocidad. Cuando se alcanza el
equilibrio entre la fuerza de la gravedad y las fuerzas de resistencia del fluido, el
cuerpo alcanza su velocidad terminal o velocidad de sedimentación límite,
cayendo en adelante con velocidad constante.
La naturaleza de la resistencia ofrecida por el fluido depende de la
velocidad de descenso. A bajas velocidades el movimiento es suave a causa de
que la capa de fluido que está en contacto con la partícula se mueve con ella,
mientras que el fluido a una corta distancia está inmóvil. Entre ambas posiciones
existe una zona de intensa cizalla en el fluido que rodea la partícula que cae. En
este caso la resistencia al movimiento es debida a las fuerzas de cizalla o
viscosidad del fluido y de ahí que se llame resistencia viscosa.
A altas velocidades, la principal resistencia es debida al desplazamiento
del fluido por el cuerpo, siendo la resistencia viscosa relativamente pequeña. Esta
resistencia se conoce con el nombre de resistencia turbulenta.
Materiales y métodos
123
Cuando predomina la resistencia viscosa o turbulenta, la aceleración de las
partículas en el fluido decrece rápidamente, alcanzándose muy pronto la velocidad
de sedimentación límite.
Los clasificadores consisten esencialmente en una columna de separación
en la cual un fluido asciende a una velocidad uniforme. Las partículas
introducidas en la columna sedimentarán o ascenderán en función de que su
velocidad terminal sea mayor o menor que la velocidad del fluido. La columna de
separación, por tanto, separa la alimentación en dos productos, un rebose
integrado por partículas con velocidades terminales menores que la del fluido y un
hundido que agrupa las partículas con velocidades terminales mayores que la del
fluido.
Se habla de sedimentación libre se refiere cuando la decantación de
partículas se produce en un volumen de fluido que es muy grande con respecto al
volumen total de las partículas, por lo que la interferencia entre las mismas es
despreciable (pulpas con % en sólidos inferior al 15% en peso).
Consideremos una partícula esférica de densidad rs cayendo bajo la fuerza
de la gravedad en un fluido viscoso de densidad rf en condiciones de
sedimentación libre. Sobre la partícula actúan tres fuerzas: la fuerza de la
gravedad que actúa hacia abajo, la fuerza debida al empuje que actúa hacia arriba,
y una fuerza debida a la resistencia del fluido Ff que actúa hacia arriba.
La ecuación del movimiento de la partícula es,
dt
dxmFgmmg f =-- '
donde m es la masa de la partícula, m� es la masa del fluido desplazado, x es la
velocidad de la partícula, y g es la aceleración de la gravedad.
Cuando se alcanza la velocidad de sedimentación límite, 0dt
dx= Þ Ff =
(m-m�) g
Por tanto,
Materiales y métodos
124
( )fsf dgF rrp
-×××÷ø
öçè
æ= 3
6
Según Stokes, la fuerza de resistencia al movimiento de una partícula
esférica es debida enteramente a la resistencia viscosa y viene dada por la
expresión,
vdF f ××××= hp3
donde h es la viscosidad del fluido y v es la velocidad de sedimentación límite.
De aquí,
( )fsdgvd rrp
hp -×××÷ø
öçè
æ=×××× 3
63 Þ
( )h
rr
×
-××=
18
2fsdg
v
esta expresión se conoce como ley de Stokes.
Según Newton, la fuerza de resistencia es debida a la resistencia turbulenta, y
viene dada por la expresión:
fvdD rp ××××= 22055,0 Þ ( ) 2/1
3
úúû
ù
êêë
é -×××=
f
fsdgv
r
rr
esta expresión se conoce como ley de Newton.
La ley de Stokes es válida para partículas de diámetro inferior a 50 mm. La
ley de Newton se cumple bastante bien para partículas con diámetro por encima
de 0,5 cm de diámetro. Hay por tanto, un rango de tamaño intermedio en el cual
se desarrollan muchos procesos de clasificación en húmedo, en el cual ninguna de
las leyes se ajusta a los resultados experimentales. Se admite como ley general la
expresión siguiente:
Materiales y métodos
125
)3(
1
)2(
3
4 n
nf
fsn dgk
v --
- ××-
××××
=r
rrm
p
en la que n y k son función del radio de la partícula.
En la clasificación hidráulica se separarán las partículas realmente según
su diferente velocidad de sedimentación; vemos que eso tiene relación con su
tamaño, pero intervienen también otros parámetros que si no se tienen
controlados, pueden llevar a suposiciones erróneas.
Veamos algunos ejemplos sencillos.
Clasificador mecánico de racletas.
La capacidad viene dada por la fórmula:
[ ] WCkkhtQ esp ×××= 21/
En la que k1 depende de la alimentación:
Tipo de alimentación Alto % en sulfuros o muy alto en cuarzo Alto contenido en cuarzo Contenido medio en cuarzo Carácter normal Carácter arcilloso Alto contenido arcilloso
k1 1.3 1.2 1.1 1.0
0.90 0.75
Y el valor de k2 dependerá de la densidad media en la alimentación:
Densidad 2.6 2.8 3.0 3.2 3.4 3.6 3.8 4.0 4.2 k2 0.93 1.00 1.07 1.13 1.20 1.27 1.33 1.40 1.47
Y los valores de caudal específico para una densidad media de 2.8 g/cm3 y
carácter normal de la alimentación son:
Materiales y métodos
126
Granulometría rebose Cesp % sólidos Frecuencia Inclinación
Dc (micras)
%<75 micras
(t·m-2 h-1 ) en rebose (min-1) (º)
800 500 400 300 200 150 100 75
32 35 40 50 65 80 90
100
13 11.5 10 8 7 5
3.3 2
45 40 35 30 25 20 15 10
27-32 25-30 25-30 25-30 20-25 16-20 12-16 12-16
16-18 15-17 14-16 14-16 13-14 12-13 9-12 9-12
Clasificador mecánico de tornillo
Rebose normal: [ ] ( )DDkkkhtQ ×+××××= 66.09.3/ 2
321
Rebose muy alto: [ ] ( )DDkkkhtQ ×+××××= 42.01.3/ 2321
en las que k1 y k2 se calculan según las tablas anteriores, D es el diámetro de la
espiral en m, y k3 depende del tamaño de separación, según la tabla siguiente:
Tamaño separación
(micras) k3 (rebose normal) k3 (rebose muy alto)
800 500 400 300 200 150 100 75 60 50 40
2.3 2.15 1.95 1.70 1.45 1.00 0.66 0.46
- - -
- - - - -
2.2 1.6 1.0 0.77 0.57 0.35
Clasificación en campo centrífugo
Comunmente, este tipo de clasificaciones son las más utilizadas en el
campo del lavado de suelos, por ejemplo, los hidrociclones. Aprovechan la
diferencia de fuerzas centrifugas generadas por la rotación del fluido para realizar
la separación entre el propio fluido y el material.
Materiales y métodos
127
La fuerza de tipo centrífugo que actuará sobre la partícula, supuesta
esférica, será:
( )r
vdF psC
23
6rr
p-
×=
en la que d es el diámetro de partícula, rs y rp densidades de sólido y pulpa
respectivamente, v velocidad de entrada de la pulpa y r distancia de la partícula al
eje del ciclón.
Entre las dimensiones de los hidrociclones existen ciertas relaciones. Si Dc
es el diámetro interno de la parte cilíndrica, entonces:
Longitud cuerpo cilíndrico: suele ser igual a Dc Diámetro de diafragma, D0 = 0.35-0.40 · Dc
Sección entrada: 4
07.02CD×
×p
Diámetro de la punta (ápex): Du ³ ¼ · D0
Por otro lado, se tiene que
rrr
UL
P
D
u
u ××+×
+--= 1.1
10065.2
43.1616.4
en la que Du es el diámetro del ápex en pulgadas, r densidad del sólido, U tonelaje
horario (sht/h) en hundido, Pu porcentaje de sólidos en hundido.
Respecto al ángulo del cono, depende del tamaño de corte y se puede
considerar 10º para corte inferior a 20 micras; 15º para corte entre 20 y 40 micras
y 20º para cortes entre 40 y 70 micras.
En la siguiente Tabla se resume cómo afecta el aumento de alguno de los
parámetros sobre el tamaño de corte:
Materiales y métodos
128
Variable Tamaño de corte
Diámetro ciclón Dc
Diámetro diafragma D0
Diámetro punta Du ¯
Sección alimentación
Ángulo del cono
Longitud sección cilíndrica ¯
% sólidos en alimentación
Presión de entrada ¯
Densidad sólidos ¯
Existen complejas relaciones entre los parámetros de operación y de
diseño del hidrociclón Þ casi imposible seleccionar a priori un ciclón para una
separación determinada Þ se define de forma que pueda manejar la capacidad de
diseño, y se ajustan luego los valores de aberturas de alimentación, rebose y
punta.
Clasificación neumática
La particularidad que presenta la clasificación en el seno de fluido gaseoso
es principalmente la diferencia de densidad respecto a la fase sólida. Pueden
trabajar por gravimetría, por centrifugación o por la mezcla de ambos, y además
de en clasificación, encuentran una importante aplicación en operaciones de
desempolvado.
Para evaluar el rendimiento de la separación, al igual que en la
clasificación hidráulica se utiliza la curva de partición y la imperfección, que en
todos ellos suele ser cercana a 0.5 y rara vez es inferior a 0.28 en los más
sofisticados. Puede encontrarse más información al respecto en el libro �Equipos
de Trituración, Molienda y Clasificación�, Ed. Rocas y Minerales.
Materiales y métodos
129
III.3 Métodos mineralúrgicos de concentración.
Dos han sido los criterios fundamentales empleados en la selección de
equipos a utilizar en las labores de investigación de esta tesis doctoral. Por una
lado, tras el estudio bibliográfico de estado del arte, pesaba la innovación, es
decir, estudio de nuevos equipos desarrollados en los últimos tiempos y que casi
no fuesen empleados en plantas de lavado de suelos en la actualidad.
Obviamente, el otro criterio, con más peso si cabe, fue la disponibilidad de
esos equipos en los laboratorios que utilizaríamos para el desarrollo de nuestros
trabajos de investigación.
Teniendo en cuenta lo anterior, los equipos empleados en las
investigaciones de laboratorio de esta tesis doctoral, son los que se presentan a
continuación.
III.3.1 Métodos de concentración por densidad.
III.3.1.1 Mesa de sacudidas
El separador mineral de laboratorio Mozley C800 ha sido diseñada para
separar minerales en función de sus diferencias de densidad. Así, este tipo de
equipo ha se empleó en los ensayos realizados con las muestras de La Soterraña.
Materiales y métodos
130
Fotografía III.13 Separador mineral de laboratorio Mozley C800 (Foto del autor)
Está equipada con dos tipos de bandejas intercambiables que tienen
diferentes utilidades y funcionamientos en función del material a tratar y que
posteriormente se explicarán.
Instalación y parámetros del equipo
En función del tipo de bandeja utilizada, que dependerá del material
utilizado, los diferentes parámetros con los que trabaja son:
· Caudal de irrigación: ambas bandejas poseen en sus flancos un
tubo perforado que introduce en la mesa un caudal de agua
determinado y que va definido por una válvula situada en la parte
posterior de la máquina como se observa en la figura posterior.
· Flujo constante de agua: a parte del agua introducido por la
irrigación del tubo la máquina posee una alimentación
independiente de la manguera de irrigación que produce un aporte
continuo de agua.
Materiales y métodos
131
Fotografía III.14 Controles de regulación de caudales y de encendido (Foto del autor)
· Amplitud: en función del tipo de bandeja utilizada, la amplitud del
movimiento es variable, siendo la amplitud de la bandeja plana
superior a la de la bandeja en �V�.
Para variar la amplitud, es necesario retirar un tornillo que permite
el movimiento libre del brazo y posteriormente, tras ajustarlo a la
amplitud deseada atornillarlo de nuevo.
Fotografía III.15 Mecanismo para la modificación de la amplitud (Foto del autor)
Materiales y métodos
132
· Velocidad: el separador posee un motor eléctrico que propulsa un
sistema de poleas unidas con una correa. Variando la posición de la
correa, podemos modificar la velocidad del movimiento de la
bandeja, es decir, la frecuencia del accionamiento.
La bandeja plana requiere más velocidad que la bandeja en �V�.
Para efectuar el cambio de velocidades, es necesario modificar la
posición de la correa manualmente.
Fotografía III.16 Mecanismo para la modificación de la velocidad (Foto del autor)
Variables de configuración.
Atendiendo al tipo de bandeja utilizada, el comportamiento de la mesa y
sus configuraciones varían. Así, existen dos configuraciones:
Bandeja en �V�
Este tipo de bandeja, que se muestra en la fotografía siguiente, está
diseñada para separar minerales con un tamaño de partículas en un rango de 2 mm
a 100 micras. Consiste básicamente en una bandeja de acero inoxidable con un
perfil en V que oscila horizontalmente propulsada mediante un motor eléctrico.
A parte del movimiento horizontal, debido a que el tamaño de partículas es
mayor, y por lo tanto de mayor densidad que su fracción más fina, está dotado de
Materiales y métodos
133
un mecanismo de golpeo que permite que el material pueda fluir sobre la película
de agua con mayor facilidad.
Fotografía III.17 Bandeja en �V� (Foto del autor)
La acción de la bandeja sobre el material, consiste en un movimiento
oscilatorio en ambas direcciones mientras que está siendo regado con agua para
obtener una película de agua entre el material y la bandeja, impidiendo que las
partículas se queden adheridas a la misma.
Las partículas con mayor densidad se quedan en la parte superior de la
bandeja y las más ligeras son arrastradas por el flujo de agua hasta ser expulsadas
de la bandeja.
Los caudales de agua y el tiempo del ensayo son variables en función de
las propiedades del material que está siendo utilizado. En la siguiente figura se
observa un modelo del proceso de separación en función del tiempo del ensayo.
Materiales y métodos
134
Figura III.15 Proceso de separación en función del tiempo
Bandeja plana
Cuando las partículas del material son menores de 100 micras, la
separación de la bandeja en �V� no es eficaz, por lo que se utiliza otra bandeja
denominada bandeja plana.
El funcionamiento de ésta bandeja, difiere ligeramente respecto al de la
bandeja en �V�, los parámetros de funcionamiento varían, debido a la nueva
geometría de la bandeja y a las características del material, ya que éste es más
ligero y con un menor tamaño de partículas.
Materiales y métodos
135
Fotografía III.17 Bandeja plana (Foto del autor)
En comparación con la bandeja en �V� explicada anteriormente, la
velocidad del movimiento de la misma es superior, debido a que las partículas que
se están separando son más finas y la superficie por la que se han de mover es
mucho mayor. También es necesario modificar la amplitud del movimiento,
siendo mayor que el caso anterior.
El caudal de irrigación es mucho más elevado, debido principalmente a
que tenemos una muestra de mayor cantidad y a la extensión y forma de la
bandeja.
Otra diferencia que encontramos entre ambas bandejas, se encuentra en el
mecanismo de golpeo. La bandeja plana prescinde de él, siendo el único
movimiento el perpendicular al eje axial de la bandeja.
Para que la bandeja esté en posición perfectamente plana y no tenga
desviaciones, es posible corregirlas si fuera necesario, mediante un mecanismo
que se ilustra en la siguiente figura:
Materiales y métodos
136
Figura III.16 Mecanismo de ajuste al perfil plano
III.3.1.2 Espiral concentradora
A pesar de no haber sido utilizadas en los ensayos de esta tesis doctoral,
debido a su capacidad concentradora en tamaños entre 2 y 30 mm., creemos que
resultaría interesante realizar estudios para su posible aplicación en el campo de la
descontaminación de suelos, concretamente en la etapa de concentración inicial y
eliminación de gruesos.
El concentrador de espiral consiste en una canaleta helicoidal con cuatro a
siete vueltas. Su funcionamiento puede ser comparado con el de una batea cónica,
donde las partículas livianas se mueven por la acción del agua hacia el borde y las
partículas pesadas se concentran en el centro. Se puede considerar al concentrador
de espiral como una serie de bateas superpuestas y conectadas.
Figura III.17 Distribución de las partículas en una espiral concentradora (Tools for mining,
1995)
Materiales y métodos
137
Las partículas más pesadas se reúnen en el fondo, donde la fricción y el
lastre actúan para aminorar la velocidad del material. Debido a la forma de espiral
del lecho de la canaleta, las fuerzas centrífugas en la pulpa llevan al material más
liviano hacia afuera, hacia el borde de la espiral, mientras que el material pesado
permanece adentro.
Los modelos modernos de un diseño relativamente simple de espirales (tal
como un Reichert LG 7) han rebasado gradualmente los tipos antiguos de
espirales más complicados (espirales tipo Humphrey o Reichert WW6) con
alimentación de agua de lavado y cortadores de concentrado en diferentes puntos
a lo largo de la espiral.
Fotografía III.17 Espiral concentradora (Foto del autor)
Al final de las espirales modernas, los cortadores dividen el producto en
cuatro diferentes fracciones: concentrados, mixtos, colas y agua. Existen tipos
específicos de espirales, utilizados para la limpieza realizada en una etapa
Materiales y métodos
138
posterior sobre los concentrados enriquecidos o sobre las cargas con alto
contenido de minerales pesados (las espirales de mediano grado y de alto grado
tienen más salidas para los concentrados, pero muy raramente son utilizadas en el
procesamiento de oro).
La forma helicoidal hace posible la combinación de varias espirales en una
sola columna (duplex, triplex). La mayoría de las concentradoras espiral están
hechas de plástico o de resina sintética, de fibra de vidrio reforzada, con cubierta
de poliuretano.
Las espirales pueden ser utilizadas para una variedad de tamaño de grano
desde 2 mm hasta aprox. 30 mm. Por lo general, las espirales se caracterizan por
su alta recuperación, pero también por su bajo factor de enriquecimiento, y es
debido a este motivo que las espirales son utilizadas exitosamente en la fase de
preconcentración o como "scavenger" (para la recuperación de minerales
residuales de valor).
Las espirales no son apropiadas para el enriquecimiento de los
concentrados obtenidos a través del lavado en canaletas. Sin embargo, no hay
duda que las espirales pueden ser utilizadas efectivamente incluso como un
reemplazo de las canaletas, combinadas con otro equipo para la concentración
secundaria de preconcentrados (mesas concentradoras, por ejemplo).
En el momento de la realización de esta tesis doctoral, el equipo de espiral
concentradora existente en nuestro laboratorio se encontraba en fase de montaje,
tal y como muestra la Fotografía III.17, pudiendo representar otra de las futuras
líneas de investigación de esta tesis.
III.3.1.3 Banco de hidrociclones Mozley
El hidrociclón es un dispositivo que utiliza la fuerza centrífuga para
aumentar la velocidad de sedimentación de las partículas. Su uso principal es
como clasificador, con una alta eficiencia para dar cortes a tamaños finos (Wills,
2006).
Materiales y métodos
139
Otros usos de este dispositivo pueden ser:
· Deslamado de pulpas
· Espesamiento
· Concentración, empleado habitualmente en tratamiento de
carbones
El hidrociclón consiste en un cuerpo cilíndrico-cónico, abierto en la punta
del cono, situándose la entrada de material en la parte cilíndrica, y entrando de
forma tangencial (aunque como se verá hay otras variantes).
En dicha parte cilíndrica, se encuentra un tubo montado axialmente, para
la salida de la pulpa de rebose. Este tubo, se denomina diafragma y su función es
prevenir el cortocircuito de la alimentación por el rebose (Wills, 2006).
Figura III.18 Hidrociclón
Materiales y métodos
140
La alimentación se introduce a presión, generando un vórtice en el ciclón,
con un núcleo de aire a lo largo del eje, que se conecta a la atmósfera a través de
la punta.
Estos equipos en la industria minera suelen usarse en circuitos cerrados de
molienda, y se han impuesto en todo el mundo frente a otros sistemas, debido a su
versatilidad para el procesamiento de tamaños finos, y además ocupando un
espacio reducido. El rango de aplicación se encuentra entre 5 y 150 micras.
Fuerzas a las que se someten las partículas en el interior de un hidrociclón
Dentro de un hidrociclón, las partículas se ven sometidas una fuerza
centrífuga y una fuerza radial, pero ninguna de ellas se opone a que la partícula
sea arrastrada por el fluido (Wills, 2006).
Figura III.19 Fuerzas que actúan sobre una partícula a lo largo de su trayectoria en el
hidrociclón.
Si igualamos ambas fuerzas, obtendremos aquel tamaño de partícula que
no se dirige ni hacia la punta ni hacia el rebose, es decir, que su velocidad vertical
sea nula. Este tamaño de partícula es lo que se conoce como diámetro de corte del
hidrociclón.
Cabe destacar que el diámetro de las partículas dentro del hidrociclón así
como su densidad aumentan hacia las zonas más externas del mismo. Las
partículas situadas por tanto en zonas externas saldrán por la punta. Por el
Materiales y métodos
141
contrario, las partículas situadas en la zona central, cercana al vórtice, saldrán por
rebose a través del diafragma.
Descripción del equipo.
El equipo que se ha empleado para hacer los ensayos de esta tesis es un
banco de pruebas para hidrociclones Mozley C700. El banco de ensayos para
hidrociclones es un aparato portátil indicado tanto para investigaciones con
hidrociclones como a escala industrial. Está ideado para trabajar con hidrociclones
de 1 o 2 pulgadas.
Fotografía III.18 Mozley C700 empleado en el laboratorio (Fotografía del autor)
Materiales y métodos
142
Instalación y parámetros.
Algunas de las características de sus partes son las siguientes:
· Bomba: está accionada mediante correas trapezoidales por un
motor eléctrico de 1,5 Kw. Estas correas de transmisión han de
estar dentro de un rango adecuado de tensiones, de lo contrario
puede haber falta de presión.
· Tanque: está fabricado de polipropileno. Sirve para alimentar la
bomba, que impulsa la pulpa al hidrociclón. Lleva colocada en su
interior una rejilla que impide la entrada a la bomba de partículas
de un tamaño demasiado elevado que puedan causarle daños.
· Válvulas y manómetro: regulan el control preciso de la presión de
operación del equipo. El manómetro es de especial importancia en
aquellos ensayos en que variamos la presión de alimentación de la
pulpa para variar el tamaño de corte. Las válvulas (de by pass y de
alimentación sirven para regular esta presión).
· Válvula de escape: se emplea para el vaciado del material que
circula por el equipo en el caso de que lo queramos desechar.
Hidrociclones de fondo plano.
Este equipo ha sido empleado de manera novedosa en los ensayos
efectuados en esta tesis, concretamente en los realizados con los suelos de la
escombrera de La Soterraña. Su aspecto es bastante diferente al de un hidrociclón
convencional, ya que son de forma cilíndrica, no tienen la ligera conicidad de 20 a
30º de la que disponen los hidrociclones convencionales.
Materiales y métodos
143
Figura III.20 Hidrociclón de fondo plano.
Aunque normalmente estos equipos se utilizan para trabajar con tamaños
de partículas superiores a 150 micras, en los ensayos las partículas de la
alimentación se encuentran por debajo de estos valores. La forma cilíndrica del
equipo favorece la creación de un lecho fluido en la zona inferior del hidrociclón
de tal modo que las partículas no están inmóviles, sino que se encuentran en
movimiento alrededor del núcleo central provocando la reclasificación de algunas
partículas que se acaban evacuando finalmente por el rebose.
Este efecto sería imposible de llevar a cabo en ciclones convencionales, ya
que se produciría una obstrucción en la tobera de punta . La expresión que nos da
el diámetro de corte en un hidrociclón de fondo plano es la siguiente:
450 )(
18
H
D
hD
dode
yygd
ls
n
´´
´-
=
donde hemos de conocer la viscosidad de la pulpa, el peso específico del sólido y
el líquido, la aceleración de la gravedad, los diámetros de entrada y rebose, el
diámetro del ciclón y la caída de presión.
Variando la longitud de la parte cilíndrica del ciclón (lo que se puede
conseguir sustrayendo o añadiendo cuerpos cilíndricos acoplables entre sí) o bien
Materiales y métodos
144
variando la altura del lecho fluido creado mediante el empleo de diferentes
boquillas con distintos diámetros, es posible modificar el tamaño de corte.
III.3.1.4 Separador multigravimétrico MGS
El equipo empleado en la investigación es una unidad móvil, compacta y
adecuada para laboratorio o sobre el terreno en planta piloto de investigación, para
la separación continua de minerales de diferentes pesos específicos en suspensión
líquida.
Es capaz de separar dos minerales (juntos) el uno del otro o separar un
grupo de minerales pesados de otro de menos pesados (ganga), siempre y cuando
la diferencia de peso específico sea apreciable.
El MGS es aplicable para el tratamiento de finos y ultrafinos con un
tamaño máximo de partícula de 0.5 mm. (500 micrómetros) y un mínimo de
0.001 mm. (1 micrómetro).
Este mismo equipo que aquí se ha empleado para la descontaminación de
suelos normalmente es empleado para el estudio de la separación de metales
preciosos o minerales de valor de gangas, arenas de minerales pesados
preconcentrados o minerales industriales (carbón, cromita).
Descripción del equipo
El equipo consiste básicamente en un tambor que se va estrechando de
principio a fin, que rota en el sentido de las agujas del reloj (visto desde la parte
abierta) y es agitado sinusoidalmente en la dirección del eje. En el interior del
tambor hay unos rascadores ensamblados que rotan en la misma dirección pero
con una velocidad superior.
Materiales y métodos
145
Figura III.21 Alzado y perfil del equipo MGS según fabricante.
Materiales y métodos
146
Fotografía III.19 MGS C900 empleado en el laboratorio (Fotografía del autor)
La alimentación se introduce de forma continua a través de la parte
superior del tambor (parte abierta con embudo) hacia el anillo acelerador del
lavado. El agua de lavado se añade de forma similar.
Como resultado de la alta fuerza centrífuga y el efecto compartido de las
sacudidas, las partículas densas pasan de una película de fango a una capa
semisólida en las paredes del tambor. Esta densa capa es rascada y enviada a
través de los tubos de salida (primer tubo: densos).
Los minerales menos densos van al fondo del tambor y salen por un tubo
(el tercer tubo visto desde la zona abierta delantera).
Materiales y métodos
147
Instalación y parámetros del equipo
Con motivo de presentar una descripción del equipo utilizado en el
laboratorio para los diferentes ensayos realizados, se describen a continuación una
serie de puntos de interés.
Elementos exteriores
El sistema a simple vista posee una serie de elementos que se describen en
la figura siguiente:
Figura III.22 Descripción del MGS.
Materiales y métodos
148
Elementos mecánicos
En el interior de la cubierta trasera vista en el apartado anterior se
encuentran todos los elementos mecánicos del MGS.
Figura III.23 Elementos mecánicos del MGS.
Materiales y métodos
149
Características técnicas del equipo empleado
El MGS Mozley C900, posee las siguientes características técnicas:
PESO NETO 350 kg.
PESO BRUTO 520 kg.
DIMENSIONES 162 x 71 x 109 cm.
CAPACIDAD más de 0,2 t/h en alimentación continúa.
TAMAÑO DE PARTÍCULA entre 500 y 1 micrómetro.
DENSIDAD DE SÓLIDOS EN AGUA entre el 10 % y 50 %.
Los principales parámetros de operación son:
VELOCIDAD DE ROTACIÓN entre 100 rpm y 280 rpm.
VELOCIDAD DE SACUDIDA 4 / 4,9 / 5,8 ciclos por segundo.
AMPLITUD 10 / 15 / 20 mm.
ÁNGULO DE ELEVACION entre 0º y 9º.
CAUDAL DE AGUA DE LAVADO entre 0 y 10 l/min.
Velocidad de rotación
La velocidad de funcionamiento se sitúa entre las 100 y 280 revoluciones
por minuto y se regula por medio de un control rotacional.
Sus equivalencias de medidas con respecto a los rpm (revoluciones por
minuto) son:
§ 100 rpm cuando se lea 000
§ 150 rpm cuando se lea 275
§ 200 rpm cuando se lea 555
§ 280 rpm cuando se lea 999
Materiales y métodos
150
A continuación se representa (Figura III.22) la calibración del MGS en
donde en el eje de ordenadas se encuentra la velocidad del tambor en rpm y en el
de abscisas la velocidad leída en el mando de control.
Figura III.22 Calibración de la velocidad de rotación
Velocidad de sacudida
En ella hay tres posiciones posibles:
§ 4,0 cps (bajo)
§ 4,9 cps (medio)
§ 5,8 cps (alto)
cps: ciclos por segundo
Presenta un grabado con el número de ciclos por segundo para no tener
ninguna equivocación.
Materiales y métodos
151
Figura III.23 Cambio de velocidad de sacudida.
Amplitud
La amplitud de la sacudida puede ajustarse por medio de una excéntrica,
cuyas opciones son:
- 10 mm
- 15 mm
- 20 mm
Parecido al anterior parámetro, se observa en ella tres grabados de las tres
posiciones posibles de su amplitud, en milímetros. Para su modificación se afloja
el tornillo para liberarla de la inmovilidad y se gira la excéntrica en la posición
deseada.
Materiales y métodos
152
Figura III.24 Excéntrica para la amplitud
Caudal (Agua de lavado)
El caudal de agua que se puede introducir al equipo oscila entre 0 y 10
l/min. La cantidad de agua requerida depende normalmente de la densidad del
material a tratar; por lo tanto, se podría decir que para un material de densidad
baja con 3 l/min es suficiente mientras para densos lo recomendado es de 6 o más
l/min. Incrementando el caudal se provoca una mayor concentración de densos
pero, por el contrario, si se utiliza poco caudal, se pierde material denso que van a
parar a los finos (fracción de baja densidad).
Materiales y métodos
153
Rango de alimentación
Depende de la naturaleza y tamaño de partícula de la alimentación sólida,
quizás entre 50 y 200 kg/h de sólidos seco. Para sólidos finos (por debajo de 75
micrómetros) se recomienda 100 kg/h. Como regla general se recomienda mezclar
el material a utilizar antes con agua, 2 litros de agua por cada 500 g. de material
seco.
Densidad de pulpa de alimentación y clasificación
La densidad de sólidos lavados a alimentar puede rondar entre el 15% y el
50% en volumen. Cuanto mayor sea la densidad de pulpa alimentada requerirá
mayor caudal de agua. Es normal utilizar una densidad de un 30% de sólidos
lavados. Una clasificación de alimentación es siempre preferible en cualquier
equipo de separación gravimétrica; en contra, si no se efectúa, un material de baja
densidad requiere mayor velocidad de rotación y viceversa.
Rascadores pesados
Cuando se está tratando un material de una gran densidad y alta
concentración es necesario utilizar rascadores más pesados para poder arrastrar
ese material a su correspondiente agujero de salida de densos.
III.3.1.5 Separador ICON
A pesar de no disponer actualmente de este equipo en nuestro laboratorio
(si se encuentra pedido), creemos que podría ser un equipo sencillo y fácil de
estudiar que tendría cabida en el campo de la descontaminación de suelos, al
encontrarse dentro de los equipos de uso en tecnologías mineralúrgicas de
separación física y trabajar con partículas muy finas de metales pesados. De ahí el
hecho que se mencione en esta tesis y pueda servir como futura línea de
investigación.
Materiales y métodos
154
El ICON es un concentrador centrífugo de oro diseñado específicamente
para uso artesanal. Usa un campo centrífugo para concentrar oro libre muy fino
que usualmente es perdido al emplear las técnicas y procedimientos
tradicionales artesanales. La tecnología está basada en el probado concentrador
Falcon, y respaldado por la experiencia de Falcon en su fabricación.
En operación, el material es alimentado como una mezcla de roca molida y
agua (pulpa) dentro del bowl rotatorio que incluye un sistema de fluidización y
canales (riffles) de concentración donde es capturado el oro. Periódicamente, el
concentrado rico es lavado y descargado para su proceso final.
Figura III.25 Funcionamiento concentrador ICON (Icon S.A.)
Las características principales de este equipo concentrador pueden verse a
continuación:
Materiales y métodos
155
CARACTERISTICAS PRINCIPALES ICON
Capacidad de solidos 2 t/h
Capacidad máx. de pulpa 100 l/m
Área de concentración 968 cm2
Fuerza ejercida 60-150 G�s
Peso del equipo 100 kgs.
Potencia 1.5 kw
Requerimiento agua proceso 17 lt/min
Requerimiento presión agua 100 Bar
Tamaño máximo partícula 2 mm
Dimensiones 0.6 x 0.6 x 1.3 mts
III.4 Métodos de caracterización del suelo.
Aunque en el apartado III.1 ya se describieron parcialmente algunas de las
metodologías analíticas usadas en cada uno de los emplazamientos, parece
oportuno agruparlas aquí con mayor detalle.
III.4.1 Análisis edafológicos
III.4.1.1 Medidas de pH y conductividad
Se trata de una de las operaciones más extendidas en la caracterización de
suelos. La solubilidad de los contaminantes inorgánicos se ve afectada por el pH,
pH alto en el suelo normalmente reduce la movilidad de los inorgánicos en el
suelo.
Aunque la medición del cologaritmo de la concentración molar de
hidrogeniones aporta valores comprendidos entre 0 y 14, en el caso de los suelos,
este rango se reduce a 1- 12. Esto hace que el rango de clasificación (ácido,
neutro, básico) varíe hasta tomar valores como los que siguen:
Tabla III.12 Clasificación de los suelos de acuerdo a su pH.
Rango de pH Denominación
Mayor de 3.5 Hiperácido
Entre 3.5 y 5.0 Muy ácido
Materiales y métodos
156
Entre 5.0 y 6.5 Ácido
Entre 6.5 y 7.5 Neutro
Entre 7.5 y 8.7 Básico
Mayor de 8.7 Muy básico
En todas las determinaciones efectuadas debe tenerse presente que el pH
medido representa únicamente el pH de una solución en equilibrio con el suelo. El
pH suele medirse por tanto en condiciones estándar en muestras alteradas de suelo
y que no reflejan necesariamente las condiciones reales del mismo.
La medición del pH del suelo, además de actuar como un medidor de la
fertilidad del mismo, aporta importante información referida a proporciona
información sobre productos químicos posible la degradación del suelo debido a
la desaturación, la posible presencia de determinadas sales tóxicas, y sobre la
actividad microbiana, así como el grado de asimilabilidad de elementos por las
plantas, la mejor gama de solubilidad que se entre pH 5,5 y pH 6,5.
Por debajo de pH 5,5, ciertos elementos pueden ser tóxicos (por ejemplo,
libre de aluminio, manganeso), otros elementos pueden no estar en disposición
(fósforo, por ejemplo) o algunas veces pueden ser corregidos en la fase sólida. Por
encima de 6,5, otros elementos no pueden estar disponibles (por ejemplo,
elementos traza).
Los suelos presentan distinta capacidad de cambio en función del pH. A
pH bajos los hidrogeniones están fuertemente retenidos en las superficies de las
partículas, pero a pH altos los H de los grupos carboxílicos primero y de los OH
después, se disocian y los H+ pueden ser intercambiados por cationes. Esta es la
consecuencia de que la capacidad de cambio de cationes aumente con el pH.
En este trabajo las determinaciones se han realizado con la siguiente
metodología:
- Se toma la muestra, de unos 2 gr. aproximadamente de suelo, y se
coloca en un recipiente con 10 ml. de agua destilada (relación 1:5 en
Materiales y métodos
157
volumen). A continuación se agita durante unos 5 minutos y se permite
la decantación durante un cierto tiempo; en ese momento se introducen
el electrodo de pH anotando los valores que aparecen en pantalla.
- Los equipos utilizados suelen ser portátiles con la precaución de
calibrarlos periódicamente, con unas soluciones estándar de pH
perfectamente conocido.
III.4.1.2 Determinación de textura.
Consiste en un proceso de segregación de partículas individuales
agrupadas en fracciones. La materia orgánica forma complejos organominerales
que mantienen los granos unidos formando agregados. Un tratamiento previo con
peróxido de hidrógeno permite la destrucción de la materia orgánica para
individualizar las partículas con un mínimo efecto sobre la fracción mineral.
En España, debido a la abundancia de carbonatos en los suelos, se ha
considerado que tiene mayor significado la textura sin su destrucción, ya que su
presencia junto a los óxidos de hierro puede dar lugar a la concentración de
partículas de menor tamaño, que actúan como una unidad. Según su tamaño se
denominan pseudolimos o pseudoarenas.
El comportamiento físico de estos suelos corresponde al tamaño real de las
partículas por lo que la destrucción de tales unidades para llevar a cabo el análisis
no parece estar justificada al tener una mayor significación ecológica y
agronómica.
Las fracciones más gruesas se determinan por tamizado. Se trabajará con
muestras de los suelos tamizadas a 2 mm. y secadas mediante estufa a 50º C para
evitar la pérdida de metales por evaporación.
El procedimiento comprende tres fases:
Materiales y métodos
158
1. Destrucción de la materia orgánica.
2. Dispersión.
3. Sedimentación.
Para la toma de alícuotas se utiliza la pipeta de Robinson que basada en el
principio de vasos comunicantes permite extraer la fracción de la suspensión.
Teniendo en cuenta la ley de Stokes a temperatura de 20º C y una
profundidad de pipeteado de 10 cm. se sacan tres alícuotas de las que podemos
conocer la granulometría. Las alícuotas serán de 20 ml. cada una.
Para la primera alícuota el tiempo de sedimentación corresponde a 46 seg.
y contendrá las fracciones de limo fino, grueso y arcilla. La segunda alícuota
contiene las fracciones de limo fino y arcilla y su tiempo de sedimentación es de
aproximadamente 4 min. Finalmente la tercera, a las 8 h. de sedimentación, se
corresponderá con la fracción de arcilla. La fracción de arena fina se obtiene
restando a los 20 gr. iniciales de suelo, los gramos de cada una de las otras
fracciones.
III.4.1.3 Determinación de materia orgánica por ignición.
La materia orgánica en suelos, suspendida y sedimentos inferiores tiene
una gran capacidad para concentrar metales pesados, siendo capaces de concentrar
metales como el cobalto, cobre, hierro, plomo, manganeso, molibdeno, níquel,
plata, vanadio y zinc está entre el 1 y el 10 por ciento del peso seco (Swanson et
al., 1966).
Materia orgánica y suelo acuático usualmente exhiben una gran superficie
específica, también una capacidad de intercambio catiónico alto y una alta carga
superficial negativa. También es capaz de interceptar físicamente los metales. La
correlación simple de materia orgánica con disminución de tamaño de partícula y
el aumento de la superficie es complicada, ya que los recubrimientos superficiales
orgánicos tienden a concentrarse en las fracciones de tamaño más pequeño y
partículas discretas en el tamaño grueso.
Materiales y métodos
159
La capacidad del suelo para concentrar metales pesados va ligada estas
características, así como a la estabilidad de los complejos organometálicos
(Horowitz, 1991). La serie de Irving-Williams (Irving and Williams, 1948) para
suelos proporciona la estabilidad relativa de las especies organometálicas
formadas en orden descendiente de estabilidad en función del metal considerado.
Figura III.26 Ionización de grupos en un coloide orgánico. (Irving and Williams, 1948)
La materia orgánica tiene una capacidad de fijación de iones aún más alta
que la de las arcillas. Por otra parte la materia orgánica reacciona con los metales
formando complejos de cambio y quelatos. Los metales una vez que forman
quelatos o complejos pueden migran con mayor facilidad a lo largo del perfil.
Plomo > Cobre > Níquel > Cobalto > Zinc > Cadmio > Hierro > Manganeso >
Magnesio
La cuantificación de la materia orgánica presente en las muestras guarda,
tal y como se ha mostrado en apartados anteriores, especial relación con los
cationes metálicos presentes en el suelo, y por ello influye de manera crucial en
las tareas de descontaminación.
El protocolo con el que se trabajado en esta tesis el que sigue:
1. Se secan los crisoles de ensayo al fuego a 110º C en una estufa
de secado con circulación forzada de aire.
Materiales y métodos
160
2. Al día siguiente se sacan a un desecador de vidrio (utilizando
pinzas) hasta que alcanzan la temperatura ambiente.
3. Una vez fríos (temperatura ambiente) se pesan en ellos 10 g de
suelo en una balanza de precisión (P1) y se introducen de nuevo en
la estufa a 110º C durante 24 horas.
4. Al día siguiente (pasadas las 24 horas) se sacan (utilizando
pinzas), se ponen en un desecador y una vez frías se pesan (P2).
5. Tal y como están se meten en la mufla a 450º C durante una
noche (12 horas aprox.).
6. Se sacan de la mufla al desecador y se pesan (P3).
Los cálculos a realizar serían:
% m. o. = ( )
1
32100P
PP -´
III.4.1.4 Medida de cationes principales.
Las bases extraíbles (Ca, Mg, K y Na) se prepararon con adición de
ClNH4 1 N y se midieron por absorción atómica (AA200 Perkin Elmer); Al
intercambiable con KCl 1M y se midió en espectrofotómetro de emisión (Pansu y
Gautheyrou, 2006); y, a continuación, se calculó la capacidad de intercambio
catiónico efectiva (bases + aluminio de cambio).
Como complemento a este estudio se efectuó un análisis mineralógico por
difracción de rayos X.
Materiales y métodos
161
III.4.1.5 Difracción de rayos X.
Los rayos-X son una forma de radiación electromagnética de elevada
energía y pequeña longitud de onda, del orden de los espacios interatómicos de los
sólidos. Cuando un haz de rayos-X incide en un material sólido, parte de este haz
se dispersa en todas direcciones a causa de los electrones asociados a los átomos o
iones que encuentra en el trayecto, pero el resto del haz puede dar lugar al
fenómeno de difracción de rayos-X, que tiene lugar si existe una disposición
ordenada de átomos y si se cumplen las condiciones que vienen dadas por la Ley
de Bragg que relaciona la longitud de onda de los rayos-X y la distancia
interatómica con el ángulo de incidencia del haz difractado. Si no se cumple la ley
de Bragg, la interferencia es de naturaleza no constructiva y el campo del haz
difractado es de muy baja intensidad.
Figura III.27 Esquema del funcionamiento de la Ley de Bragg. (Vicerrectorado de Investigación.
Universidad de Málaga.)
Los métodos de microscopia óptica no son adecuados cuando se trata
identificar arcillas cuyo contenido en agua, medio iónico y composición química
son a menudo poco claras. Entre los métodos disponibles, la difracción de rayos X
(DRX) es uno de los más eficientes.
Materiales y métodos
162
Figura III.28 Esquema del funcionamiento de un equipo de difracción. (Paul Schenner Institute.)
Difracción de rayos X efectuada para una muestra de suelo. Las líneas
horizontales de diferente color representan cada una de las distintas fases
identificadas.
III.4.2. Análisis químicos.
III.4.2.1 Analítica multielemental por ICP-OES.
Plasma acoplado inductivamente espectrometría de emisión atómica (ICP-
AES), también conocido como plasma acoplado inductivamente espectrometría de
emisión óptica (ICP-OES), es una técnica analítica empleada para la detección de
elementos traza de metales.
Se trata de un tipo de espectrometría de emisión que utiliza el plasma
acoplado inductivamente para producir iones y átomos que emiten radiación
electromagnética en longitudes de onda característica de un determinado
elemento. La intensidad de esta emisión es indicativa de la concentración del
elemento dentro de la muestra.
Materiales y métodos
163
Fotografía III.20 Equipo ICP-OES. (Foto del autor)
La espectrometría de masas por plasma acoplado inductivamente ICP es
altamente sensible y capaz de determinar casi todos los elementos presentes en la
tabla periódica que tengan un potencial de ionización menor que el potencial de
ionización del Argón a concentraciones muy bajas (ppt-partes por trillón). Se basa
en el acoplamiento de un método para generar iones (plasma acoplado
inductivamente) y un método para separar y detectar los iones (espectrómetro de
masas).
En el caso del ICP-OES, los iones generados emiten radiación a la
longitud de onda característica de cada uno de los elementos presentes en la
muestra, la cual es transmitida a través del sistema óptico al detector (CID) donde
la imagen capturada se convierte en señales de identidad para cada elemento y
consecuentemente en concentraciones en la muestra. Se trata de una técnica
adecuada para concentraciones mayoritarias (%) o partes por millón (ppm). Éste
tipo de método fue el utilizado en nuestro análisis elemental.
Entre las aplicaciones de este método en el medio ambiente cabe destacar
proyectos sobre la calidad de aguas potables, caracterización de residuos tóxicos,
contaminación de aguas, control de contaminación atmosférica, caracterización de
suelos, especiación de contaminantes, etc.
Materiales y métodos
164
Las características principales son la rapidez de análisis, capacidad
multielemental y versátil, gran capacidad para determinar concentraciones muy
pequeñas, análisis de especiación elemental o molecular mediante técnicas como
ICP-OES e ICP-MS, etc.
III.4.2.2 Métodos estadísticos de interpretación: Análisis multivariante.
En esta tesis doctoral se ha dispuesto de amplias series de análisis
multielementales que han aportado un número importante de datos cuyo análisis
estadístico ayuda a obtener conclusiones. Básicamente se han empleado tres tipos
de procedimientos:
- Análisis atributivo: Se describirá su fundamento y aplicación en el
capítulo de resultados (concretamente en el apartado dedicado al
emplazamiento de Nitrastur).
- Estadística univariante: Obtención de medias, desviaciones y otros
parámetros básicos a partir de los datos de caracterización de los
emplazamientos estudiados.
- Estadística multivariante: Restringida únicamente al análisis de
agrupamiento o �clustering� cuyas bases teóricas, por su interés y
papel determinante en algunos de los resultados obtenidos, se
describen a continuación en esta sección.
El análisis de agrupamiento o �clustering� es la denominación de un grupo
de técnicas multivariantes cuyo principal objetivo es agrupar objetos (casos, o en
nuestro caso muestras) basándose en las características que poseen.
El concepto de similitud es fundamental en el análisis cluster. La similitud
es una medida de correspondencia o parecido entre los objetos (muestras en
geoquímica) que van a ser agrupados. Según esta definición habría diferentes
maneras de medir la similitud, una primera es el coeficiente de correlación entre
un par de objetos (muestras) sobre varias variables (elementos químicos).
Materiales y métodos
165
Sin embargo, no por ser evidente es el mejor método, ya que nuestro
interés en la aplicación del análisis cluster está en la magnitud de los objetos
(valores altos con valores altos, bajos con bajos,...) y no en los patrones de los
valores; ilustraremos esto con un pequeño ejemplo:
Supongamos que en una zona de estudio con 20 cuadrículas se analizan los
contenidos en Cu y Fe, 2 de las cuadrículas presentan valores muy altos de estos
metales (suelo A), y otras 2 muy bajos (suelo B), el resto presenta una gran
variedad (suelo C).
Si realizamos un agrupamiento utilizando el coeficiente de correlación
como medida de similitud, es evidente que las cuatro cuadrículas citadas en el
ejemplo aparecerían en el mismo conglomerado (suelos A y B juntos) ya que en
ellas hay correlación entre las variables estudiadas (Cu y Fe). Hemos obviado la
magnitud de los objetos, y por ello el análisis es inadecuado; la pregunta que
surge es evidente, ¿qué tipo de medida de similitud refleja la magnitud de los
objetos? Una medida de distancia.
Las medidas de distancia son en realidad medidas de diferencia, donde los
valores elevados indican una menor similitud. Existen varias medidas de
distancia, siendo la distancia Euclídea la más utilizada en geometría y en otros
campos por su simplicidad (no es más que una extensión del teorema de
Pitágoras).
En muchas ocasiones se utiliza la distancia Euclídea al cuadrado (ecuación
anterior pero sin la raíz) que cuenta con la ventaja de la mayor rapidez en los
cálculos, siendo además adecuada para los métodos de análisis cluster más
habituales.
Pasos a dar en la realización de un análisis cluster:
a) Comprobación de los supuestos.
Materiales y métodos
166
El análisis cluster es un procedimiento de fuertes propiedades
matemáticas pero no de fundamentos estadísticos, por lo que las
exigencias de normalidad, linealidad y homocedasticidad que eran
importantes en otras técnicas realmente tienen poco que peso en el
análisis cluster. Sin embargo, si habría que centrarse en un
elemento particularmente crítico; la representatividad de la
muestra. Según esto hay que darse cuenta de que el análisis cluster
sólo es tan bueno como buenos hayan sido el muestreo y sus
resultados analíticos.
Por consiguiente, todos los esfuerzos deberían dirigirse a asegurar
que la muestra es representativa y que los resultados son
generalizables para la población a estudiar.
b) Elección de la medida de similitud.
Punto ya discutido en el apartado anterior, en el que como
conclusión, parecía recomendable el uso de la distancia euclídea al
cuadrado.
c) Elección del procedimiento de obtención de conglomerados
jerárquicos.
Los procedimientos jerárquicos consisten en la construcción de una
estructura en forma de árbol. Existen básicamente dos procesos de
obtención de conglomerados jerárquicos, de aglomeración y
divisivos.
En los métodos de aglomeración (o ascendentes) se comienza por n
conglomerados, uno por individuo (cuadrícula). De manera
recurrente, se reúnen los dos individuos más cercanos (con menor
distancia entre ellos) en un solo grupo, a continuación se determina
la distancia entre el grupo creado y los restantes individuos
originales, buscándose la distancia menor para añadir un nuevo
Materiales y métodos
167
individuo al grupo o bien para crear un nuevo grupo, etc.,
obteniéndose finalmente un dendrograma como los que se pueden
observar en el capítulo de resultados.
Los programas informáticos más habituales para la creación de
conglomerados utilizan métodos aglomerativos, por lo que nos
centraremos en ellos. Dentro de este grupo hay diferentes variantes
que se distinguen por la manera en que se calcula la distancia entre
los conglomerados, subdividiéndose en jerárquicos y no
jerárquicos, los más habituales en geoquímica de suelos son:
- Método del centroide: La distancia entre dos conglomerados es
la distancia entre sus centroides. Los centroides de los grupos
son los valores medios de las observaciones de las variables en
el valor teórico del conglomerado. Se trata de un método que
puede dar resultados confusos en ocasiones, pero que cuenta
con la ventaja de estar menos afectado por los valores atípicos
que otros métodos.
- Método de Ward: La distancia entre dos conglomerados es la
suma de las distancias existentes entre los dos conglomerados
para todas las variables. Este procedimiento tiende a combinar
los conglomerados con un número reducido de observaciones;
estando también sesgado hacia la producción de conglomerados
con aproximadamente el mismo número de observaciones. Es
el método más utilizado (Gallego et al., 2002) y el que por tanto
emplearemos en esta tesis.
d) Definición de la regla de parada.
¿Cuántos grupos deben formarse? ¿Cómo determinar del número
final de conglomerados? Quizá es el asunto más desconcertante
para el investigador que utiliza el análisis cluster.
Desgraciadamente, no existe un procedimiento objetivo o estándar
Materiales y métodos
168
ya que al tratarse, el clustering, de un procedimiento puramente
matemático no hay posibilidad de utilizar un test de significación
estadístico. La principal conclusión es que sólo una interpretación
lógica de los resultados puede ayudarnos a definir dónde cortar, eso
sí, aprovechando puntos del dendrograma en los que se produzca
un gran aumento de la medida de similitud utilizada.
III.4.3 Análisis granulométrico.
III.4.3.1 Protocolos de tamizado en húmedo.
Consiste en hacer pasar una mezcla de partículas sólidas de diferentes
tamaños por un tamiz. Las partículas de menor tamaño pasan por los poros del
tamiz atravesándolo y las grandes quedan retenidas por el mismo.
Es un método muy sencillo utilizado generalmente en mezclas de sólidos
heterogéneos, como piedras y arena, en la cual la arena atravesará el tamiz y las
piedras quedaran retenidas. Los orificios del tamiz suelen ser de diferentes
tamaños y se utilizan de acuerdo al tamaño de las partículas que contenga la
mezcla. Para favorecer este paso por los tamices, se emplea una corriente de agua
descendente.
Ha de señalarse que cuando el suelo presenta un elevado porcentaje de
finos o agregados la opción de tamizado más recomendable es la del tamizado en
húmedo.
Un lote de cada muestra debe ser tamizado en húmedo en ciclos de 100 g
de acuerdo con a la norma ASTM D-422-63 (1972), obteniéndose las siguiente
fracciones granulométricas la <63, 63�125, 125�250, 250-500, 500-1000, 1000-
2000 y 2000-4000 micras, que en nuestro caso se obtienen con la serie
normalizada de tamices Restch.
Materiales y métodos
169
Fotografía III.21 Disposición de tamices normalizada Restch para efectuar tamizado en húmedo.
(Foto del autor)
III.4.3.2 Dispersión láser.
En este procedimiento las partículas son preparadas poniéndolas en
suspensión; tras esto, son bombardeadas por un haz de rayos X de modo que estas
absorben una cantidad proporcional a su número. La intensidad se mide con un
centelleo mostrador.
Al principio, la intensidad resultante de los rayos X está en un mínimo, a
continuación, las partículas que caen causan un aumento en la intensidad de
transmisión.
Para reducir el tiempo de medición, la celda que contiene la suspensión
gradual se mueve hacia abajo y la X fija el haz de rayos barre una parte de la
suspensión cada vez más cerca de la superficie.
Materiales y métodos
170
Figura III.29 Esquema del funcionamiento de un equipo de difracción láser.
Todos estos movimientos se controlados por ordenador, y la posición de la
celda es una logarítmica en función del tiempo, junto con el eje x de la grabadora,
lo que hace posible determinar el diámetro que corresponde a la posición de la
celular. El diámetro más pequeño que es posible medir es de 0,1 micras y el más
grande es 100 a 300 micras, dependiendo del modelo.
Fotografía III.22 Equipo Coulter para la determinación granulométrica utilizado (Foto del autor)
En la actualidad el método de la pipeta se encuentra más extendido que
este segundo, por razones de coste del equipo y a pesar de la posibilidad que
ofrece éste de la representación de la curva granulométrica continua, y de permitir
algunos modelos comerciales la medición de las granulometrías sin necesidad de
Materiales y métodos
171
la eliminación de la materia orgánica cuando el porcentaje de la misma sea muy
pequeño.
�
�Capítulo�IV�
Ensayos�realizados�y�resultados�
obtenidos�
Ensayos realizados y resultados obtenidos
173
IV.1. Emplazamiento nº 1: Los Rueldos.
Como se comentó, los trabajos de minería en Los Rueldos se localizaban
en al norte y en el flanco occidental del valle del arroyo Morgao, a unos 2 km al
noreste de la ciudad de Mieres y 20 km al sureste de Oviedo, capital de
Asturias. "Los Rueldos", que fue abandonado en 1972, es un rico depósito de
pirita como en los que habitualmente se extraen los metales calcófilos (Au, Ag,
Hg, Cu, Zn, Pb, etc.).
IV.1.1. Resultados y discusión.
La caracterización inicial de los diferentes materiales (suelos y
sedimentos) ubicados en la zona de escombrera y galería abandonadas se indica
en el cuadro siguiente:
Tipo Muestra
Elementos mayoritarios
(%)
Elementos traza de interés
ambiental (ppm)
Na K Ca Al Fe Hg As Pb Zn Sb
Sedimentos
(bocamina) 1 0,03 0,12 0,34 0,39 7,53 19 8950 88 37 27
Sedimentos
(drenaje acido
de mina)
2 0,04 0,30 0,03 0,37 6,71 139 20400 1720 36 531
Suelo 3 0,03 0,13 0,23 0,67 6,72 7 7800 76 56 18
Suelo 4 0,03 0,11 0,27 0,45 8,33 12 12600 68 44 23
Suelo y
escombros 5 0,03 0,10 0,02 0,74 5,45 92 12900 1300 36 343
Tabla IV.1 Concentración de los elementos seleccionados que corresponden a submuestras
representativas de las cinco macromuestras iniciales.
Ensayos realizados y resultados obtenidos
174
Como se muestra en la Tabla IV.1, las concentraciones de arsénico son
realmente notables, independientemente del origen de las muestras y sus
fluctuaciones parecen estar relacionadas con el antimonio, mientras que otros
oligoelementos como el zinc o plomo no parecen tener el mismo rendimiento.
El análisis detallado de la muestra 4 se muestran en la Tabla IV.2, donde el
enriquecimiento de metales traza se puede observar en las fracciones de grano
fino (sobre todo en fracciones inferiores a 250 micras), aunque esto no es
exactamente el mismo para As (contenido superior entre 250 y 63 micras) que,
por ejemplo, para el Hg o Pb (máximos encontrados en la fracción inferior a 20
micras).
Este diferente comportamiento podría estar relacionado con la movilidad
de estos distintos elementos y la variedad de los fenómenos atmosféricos que
tienen lugar en el área minera abandonada.
Tamaño Partícula
(micras) % peso total
Análisis químico de elementos seleccionados
Fe Hg As Pb Zn Sb
4000 -2000 39.77% 5.17 7 6910 24 35 10
2000 -1000 14.78% 6.81 7 8190 29 43 16
1000 -500 9.14% 8.09 9 11100 47 46 20
500 - 250 6.68% 9.29 9 14100 53 56 26
250 - 63 9.64% 10.30 12 16400 81 63 29
63 � 40 1.96% 9.97 15 15800 129 429 32
40 -20 3.37% 9.29 15 14400 110 187 30
< 20 14.93% 8.05 23 11600 193 179 27
Tabla IV.2 Textura del suelo y concentraciones de los elementos seleccionados tras tamizado en
vía húmeda de las partículas < 4 mm. (valores máximos en negrita)
En cualquier caso, tal y como se esperaba, es cierto que las partículas más
grandes contienen, en función del peso, mucho menos contaminante que las más
pequeños. Sin embargo, ninguna fracción presentó concentraciones inferiores a
5000 mg/kg; en concreto, el contenido de As en fracciones superiores a 1 mm se
Ensayos realizados y resultados obtenidos
175
asocian con el origen de la contaminación: la química y también el desgaste físico
de las rocas de mineral (a primera vista del emplazamiento se observaron
partículas de pirita y arsenopirita).
Figura IV.1 Curva de distribución granulométrica de la muestra 4 ensayada.
Esto significa que la distribución de los contaminantes es bastante regular,
independientemente de las fracciones del suelo y por lo tanto, no sólo controlada
por la unión de elementos traza en arcillas y materia orgánica como suele
suceder.
En lo que respecta a la posibilidad de realizar pruebas de lavado de suelo,
es positivo que las fracciones por debajo de 63 micras (limo + arcilla) son
aproximadamente el 20% del peso total, aunque, como se señaló anteriormente,
fracciones gruesas tienen también altos contenidos de As.
Para complementar la información obtenida, se realizo un estudio
multivariante de los resultados químicos. Las principales conclusiones se pueden
resumir en el dendrograma que muestra en la Figura siguiente:
Ensayos realizados y resultados obtenidos
176
Figura IV.2 Dendrograma que muestra el análisis de agrupamiento de elementos que se asocian
por su afinidad geoquímica entre las muestras. Se indican los grupos principales.
Como se muestra en el dendrograma, tres grupos principales de elementos
(uno de ellos subdividido en otros dos) se pueden identificar:
v Grupo 1: Constituido por elementos calcófilos y subdividido en dos
subgrupos. (1a) incluyen Cu, Zn y Mn mientras que (1b) incluye Fe y
SB. Los componentes del segundo subgrupo (1b), están claramente
relacionados con la composición mineral, en la que se ha descrito la
presencia de As rico en pirita y arsenopirita. Además, minerales
secundarios como la goethita, yeso, limonita, jarosita, y otros, incluidos
los elementos pertenecientes a los grupos 1 y 2 (ver abajo), se puede
observar en la paragénesis local del yacimiento.
v Grupo 2: Vinculado al grupo 1, incluye el resto de los principales
contaminantes del emplazamiento (Hg y Pb), originados por los efectos
del desgaste físico de la galena y el cinabrio, más que de la meteorización
1
1a
1b
2
3
Ensayos realizados y resultados obtenidos
177
química que podría estar relacionada con el arsénico (asociadas a de la
oxidación química de minerales de pirita).
v Grupo 3: Estadísticamente está muy lejos de los anteriores. Está
constituido por elementos vinculados a la alteración de las rocas de la
ganga (Al, K, Mg, como componentes principales de la arcilla, arena, etc.)
Con esto concluyó el estudio de este primer emplazamiento, que dado su
pequeño tamaño se utilizó en cierta medida para poner técnicas analíticas a punto,
aunque lógicamente en el capítulo V se hará referencia a algunas conclusiones
interesantes.
Ensayos realizados y resultados obtenidos
178
IV.2. Emplazamiento nº 2: La Soterraña.
Como se comentó anteriormente en el capítulo de descripción de los
emplazamientos, el yacimiento de La Soterraña está descrito como de tipo
hidrotermal de baja temperatura, encajando la mena en una caliza muy fracturada,
existiendo una importante dispersión en areniscas y lutitas a techo y a muro. La
paragénesis de este depósito mineral está constituida por el cinabrio (HgS),
oropimente (As2S3), rejalgar y pararejalgar (AsS), pirita y marcasita enriquecidas
en As, y arsenopirita (FeAsS), todo ello junto a una ganga en la que predominan
cuarzo y calcita (Loredo et al., 1998).
Fotografía IV.2 Emplazamiento �La Soterraña� (Fotografía del autor)
En la planta minerometalúrgica se trataba la mena de la Soterraña, pero
también otras menas que se transportaban allí desde minas más pequeñas en la
región. Todas ellas se trituraban y tostaban para oxidar cinabrio hasta mercurio en
Ensayos realizados y resultados obtenidos
179
estado gaseoso, que a su vez era condensado y después recogido en frascos. Este
proceso generaba emisiones gaseosas y particuladas con la consiguiente
deposición sobre el terreno, fenómeno que junto a la acumulación de residuos
mineros y cenizas de fundición generó una importante afección en las áreas
colindantes de alrededor 80.000 m2 (Loredo et al., 2006).
La distribución de los agentes contaminantes en la zona se debe
principalmente a la dispersión mecánica del material de la escombrera, junto con
la oxidación y la lixiviación de los materiales ricos en As y Hg.
IV.2.1. Resultados y discusión.
IV.2.1.1 Estudio inicial de caracterización.
Según lo indicado en la Tabla IV.3, el análisis por ICP-OES mostró
concentraciones muy altas de Hg y As, y una presencia mucho más baja de otros
metales pesados tales como Pb, resultados en todo caso coherentes con la
mineralización tipo de las menas tratadas en La Soterraña. Por otro lado, la alta
concentración de Ca, Al y Fe sugiere una matriz de suelo integrada por
carbonatos, minerales arcillosos y óxidos de hierro.
Muestra
Elementos mayoritarios (%) Elementos traza de interés ambiental
(ppm)
Na K Ca Al Fe Hg As Pb Zn Sb
S1 0,077 0,33 2,52 2,86 3,19 805 32500 98 98 211
S2 0,049 0,23 5,6 2,08 3,09 1600 17100 49 71 111
S3 0,051 0,26 5,9 2,8 2,81 132 6350 28 46 23
Tabla IV.3 Concentración de los elementos seleccionados que corresponden a los submuestras
representativas de las tres macromuestras iniciales.
Ensayos realizados y resultados obtenidos
180
En cuanto al análisis granulométrico, los resultados obtenidos para las tres
muestras fueron muy similares. En concreto, el análisis textural se resume en la
Tabla IV.4.
Rango (micras) Tipo Porcentaje
4000/2000 Grava 23,40%
2000/63 Arena 37,92%
63/2 Limo 20,50%
<2 Arcilla 18,20%
Tabla IV.4 Textura del suelo basada en determinaciones del tamaño de partícula.
Según lo indicado en la tabla IV.4, la suma de arcilla y las fracciones del
limo está cercana al 40% del peso total, dato relevante dado que la finura de los
materiales es uno de los obstáculos principales para obtener rendimientos en el
lavado (Anderson y Rasor, 1998). Por otra parte, la distribución de las
concentraciones de elementos químicos según fracciones granulométricas se
muestra en la tabla IV.5.
Fracción Elementos traza (ppm) El. mayoritarios (%)
Hg As Pb Zn Sb Al Ca Fe
Grueso 738 18700 45 70 111 3,08 3,48 3,79
Medio 1975 26200 66 125 180 2,71 4,07 3,82
Fino 3665 25325 72 144 185 3,30 3,60 4,18
Tabla IV.5 Contenido total de elementos mayoritarios y elementos traza en fracciones
granulométricas (para simplificar, las fracciones se agrupan en tres tramos: �grueso� > 500
micras, �medio� entre 125 y 500 micras y �fino� por debajo de 125 micras).
El Hg y los otros elementos traza de la Tabla IV.5, con la excepción del
As, presentaron un comportamiento similar con un contenido mucho mayor en la
Ensayos realizados y resultados obtenidos
181
fracción fina, que en la intermedia y a su vez que en la gruesa. Por el contrario,
entre los mayoritarios solamente el Fe demuestra una distribución similar, lo que
sugiere que la mayor parte de elementos traza se encuentran asociados a los
minerales ricos en hierro originales en el emplazamiento (sulfuros),
probablemente en forma de óxidos en la actualidad. Por otra parte, como
indicábamos, la distribución del As es más monótona en toda la gama de
fracciones granulométricas; algo similar ocurre con Al y Ca. Todas estas
cuestiones se pueden clarificar con la ayuda del análisis multivariante.
III.2.1.2 Estudio multivariable.
Para obtener correlaciones representativas, todos los resultados de análisis
químicos, con independencia de la fracción de muestra original y del tamaño de
partícula, fueron incluidos en el estudio estadístico multivariante. El análisis
jerárquico de agrupamiento (�clustering�) presentó un resultado claro: dos grupos
principales de elementos (uno de ellos se subdividió en otros tres), que se pueden
identificar según lo expuesto en la figura siguiente:
A
B
C
D
Figura IV.3 Dendrograma que muestra el análisis de agrupamiento de elementos que se asocian
por su afinidad geoquímica entre las muestras. Se indican los grupos principales.
Ensayos realizados y resultados obtenidos
182
Grupo ABC: Es constituido principalmente por elementos traza calcófilos
(afines al S) y algunos mayores tales como el Fe, Al y K. Se subdivide en tres
subgrupos:
ü El A contiene una asociación fuerte entre As, Sb y Ni, también ligados al
Al, Cu y al K. Concretamente, Al y K son componentes principales de los
materiales de la arcilla y por lo tanto, se sugiere que el desgaste por la
acción atmosférica ha destruido los minerales tipo sulfuro que contenían
As (principalmente pirita y arsenopirita ricas en As), que se ha fijado por
adsorción a los agregados de arcilla.
ü El B revela la correlación geoquímica entre el Mn, Fe y Hg. Por lo tanto, y
dado el alto contenido de materiales ultrafinos en el suelo (véase la figura
1), el comportamiento del Hg parece estar controlado sobre todo por la
fijación a geles coloidales de óxidos de Fe y Mn (Benedetti, 2006).
ü Finalmente el subgrupo C incluye la asociación bien conocida de Pb-Zn-
Cd originada probablemente en la meteorización de la esfalerita (ZnS,
ligeramente enriquecida en Cd) y de la galena (PbS); minerales accesorios
en el yacimiento de La Soterraña.
Grupo D: Está constituido por los elementos ligados a la alteración de las
rocas de la ganga (por ejemplo el Ca de la caliza).
Además, la presencia de S en este grupo parece ligada a los minerales
secundarios tales como yeso (CaSO4) y otros que se pueden observar en la
paragénesis local de las menas alteradas.
De acuerdo con el tratamiento estadístico los elementos incluidos en D
�distan� mucho de los del grupo ABC (hay una correlación negativa).
Ensayos realizados y resultados obtenidos
183
IV.2.1.3 Estudio de gravedad especifica.
Para la realización del estudio de gravedad específica se empleó el
separador Mozley C800 que habíamos seleccionado previamente dentro de todos
los equipos disponibles. En la Tabla IV.6 se presenta una síntesis de los resultados
obtenidos para algunos de los elementos seleccionados.
Fracción Tipo % en la fracción densa
Hg As Fe
500 - 250�m Arenas medias 50,06 42,17 65,47
250 - 125�m Arenas finas
39,33 33,42 55,04
125 - 63�m 19,73 14,09 29,72
x< 63�m Limo-arcilla 15,65 6,82 14,06
Tabla IV.6 Contenido elemental alcanzado en la subfracción densa procedente de las fracciones
granulométricas indicadas. La separación entre las fracciones densas y ligeras se obtuvo en el
separador C800, en las condiciones especificadas en la tabla IV.1.
Según la tabla precedente, para tamaños menores de 63 micras se
enriquece mucho en Hg y As en la subfracción ligera, lo que implica que la mayor
parte de los contaminantes están concentrados en partículas ultrafinas. De hecho,
aunque el separador C800 es eficaz para separar partículas de distinta gravedad
específica, el tamaño de partícula es por lo menos tan importante como densidad
y, en nuestro caso, casi un 20% del suelo está por debajo de 2 micras (véase tabla
IV.5).
Por otra parte, aparentemente los materiales de las fracciones arenosas no
fueron correctamente lavados en el tamizado en húmedo; como consecuencia
había una cantidad significativa de partículas ultrafinas desclasificadas adheridas a
las más grandes, generando el alto contenido inesperado de As y Hg en las
fracciones mayores de 63 micras.
Ensayos realizados y resultados obtenidos
184
Como ya se mencionó anteriormente, para comprobar esta hipótesis se
repitieron en varios experimentos medidas con y sin pretratamiento con
dispersantes para la fracción entre 125 y 250 micras.
Figura IV.4 Concentraciones de Al, Fe (izqda) y Hg, As (dcha) medidas en las fracciones densas
tras experimentos realizados con el separador C800 con y sin pretratamiento con dispersante. En
ambos casos se trata de promedios de tres muestras, indicándose también los valores de las
muestras originales.
A la luz de la figura anterior, el uso de dispersantes parece claro que no
supone una mejora clara en la operación de clasificación (ninguno de los
elementos químicos ha variado significativamente su concentración en la fracción
densa).
Puede afirmarse entonces que, si bien es en las arcillas y materiales más
finos donde se encuentran la mayor proporción de los contaminantes, la influencia
de los desclasificados producidos por las arcillas en la efectividad de la separación
resulta ser menor de lo esperado, lo que sugiere que para la granulometría
estudiada los granos no se encuentran aún lo suficientemente subdivididos como
para liberar pequeñas partículas contaminantes presentes en su interior: se ha
trabajado con una fracción por encima del tamaño de la liberación.
Esta hipótesis es coherente con el hecho de que se trata de un suelo que se
ha desarrollado sobre una escombrera, de manera que la presencia de los
contaminantes estaría asociada no solo a procesos de adsorción y similares sino
0,00
0,50
1,00
1,50
2,00
2,50
3,00
3,50
4,00
4,50
Muestras originales Fracción densa condispersante
Fracción densa sindispersante
Co
nc
en
tra
ció
n (
%)
Al
Fe
0
5000
10000
15000
20000
25000
30000
Muestrasoriginales
Fracción densacon dispersante
Fracción densa sindispersante
Co
nc
en
tra
ció
n (
pp
m)
Hg
As
Ensayos realizados y resultados obtenidos
185
también al efecto de partículas ajenas a un suelo y propias del residuo
minerometalúrgico allí vertido, partículas cuya rango de variación en contenido
contaminante es grande pero que no presentan una diferencia de densidad relativa
entre ellas significativa.
IV.2.1.4. Ensayo realizado con el MGS
Del material de suelo de Soterraña 3 (S3, escogida por la concentración
más moderada de contaminantes) ya tamizado, se han empleado 4 muestras de
500 gr. cada una, tomadas del intervalo de granulometría comprendida entre las
125 y las 500 µm., que se mezcló mediante una hormigonera para su completa
homogeneización.
Los parámetros de funcionamiento del equipo para cada uno de los
ensayos realizados pueden verse en la Tabla IV.7
Nº
Caudal (L/min)
Velocidad (rpm)
Amplitud (mm)
Sacudida (cps)
Peso (g)
Inclinación (grados)
Bomba (rpm)\(L/min)
1 2 240 19 4,9 501 4 80\3
2 3 240 19 4,9 590 4 80\3
3 2,5 240 19 4,9 583 4 80\3
4 3 260 19 4,9 523 4 80\3
Tabla IV.7 Parámetros de funcionamiento del MGS en cada ensayo
Tras la realización de los diferentes ensayos, se procedió al estudio de los
resultados obtenidos comenzando por la distribución de pesos tanto de los ligeros
como de los densos en cada uno de los ensayos realizado.
Así, en la Tabla IV.8 se pueden observar los resultados obtenidos.
Ensayos realizados y resultados obtenidos
186
Ensayo 1
Ensayo 2
Ensayo 3
Ensayo 4
PESO DENSOS (Gr) 211 168,9 178,5 238,2
% PESO OBTENIDO 51,49 45,54 39,72 48,52
PESO LIGEROS (Gr) 198,9 202 270,9 252,7
% PESO OBTENIDO 48,5 54,46 60,28 51,48
PESO FINAL (Gr) 410,1 370,9 449,4 490,9
PÉRDIDAS 90,8 219,1 133,6 32,4
Tabla IV.8 Resumen del estudio en peso de las fracciones obtenidas en cada ensayo
Después de realizar una valoración de los resultados analíticos obtenidos
en los ensayos, los cuales pueden verse en la Tabla IV.9, se decidió, para evitar
los errores de muestreo, reconstruir la alimentación inicial desde el punto de vista
de la concentración de los contaminantes, tomando como elementos principales y
de más interés Mercurio (Hg), Plomo (Pb) y Arsénico (As).
Elemento Cu Mn Pb Zn Al As Ca Cr Fe Hg K La Sb Unidades ppm ppm ppm ppm % ppm % ppm % ppm % ppm ppm Límite de detección
1 5 2 2 0.01 2 0.01 1 0.01 1 0.01 10 2
K0 44 278 52 105 3,03 8350 12,3 191 3,36 204 0,33 16 35
K1D 35 260 58 145 2,74 7820 10,1 45 3,22 175 0,27 15 33 K1L 46 266 41 84 3,26 9600 12,3 100 3,14 169 0,3 16 34
K2D 40 275 58 130 3,06 8550 10,6 87 3,62 196 0,3 17 36 K2L 48 278 39 79 3,2 9600 13,1 173 3,33 183 0,33 17 35
K3D 45 279 47 175 2,96 8000 10,6 201 3,74 239 0,32 17 36 K3L 44 282 41 114 3,15 9140 12,6 160 3,37 218 0,33 17 35
K4D 37 287 45 122 2,87 8710 9,85 85 3,43 156 0,27 17 34 K4L 50 276 35 85 2,98 9810 12,5 47 3,04 162 0,28 16 32
Tabla IV.9 Resultados obtenidos del análisis elemental para cada ensayo, incluida la
muestra cero (K0) (L: ligeros, D: Densos)
Para ello se empleó la ley de las mezclas, es decir, se calcula la media
ponderada en función del peso de la ley de densos y ligeros, tal y como puede
observarse en la Tabla IV.10
Ensayos realizados y resultados obtenidos
187
Ensayo Cu Mn Pb Zn Al As Ca Cr Fe Hg K La Sb 1 (%) -8,3 -5,4 -4,3 9,9 -1,2 4,0 -9,2 -62,5 -5,3 -15,6 -13,8 -3,2 -4,3 2 (%) 0,8 -0,5 -8,4 -2,6 3,5 9,2 -2,8 -29,9 3,0 -7,4 -4,1 6,3 1,3 3 (%) 0,9 1,0 -16,6 31,6 1,5 4,0 -4,0 -7,7 4,7 11,0 -1,2 6,3 1,1 4 (%) -0,7 1,2 -23,4 -1,9 -3,4 11,1 -8,8 -65,7 -3,9 -22,0 -16,6 3,0 -5,8
Variación media (%) -1,8 -0,9 - 13,2 9,2 0,1 7,1 -6,2 -41,5 -0,4 -8,5 -8,9 3,1 -1,9
K0 promedio calculada
43,2 275,4 45,2 115 3,03 8942 11,5 111,8 3,3 186,6 0,30 16 34
Tabla IV.10 Media ponderada en función del peso, y cálculo de los valores de K0
Como conclusión definitiva de estos ensayos con el suelo de Soterraña 3
(S3), se ha llegado a predecir que el ensayo con las condiciones más favorables
para la recuperación de mercurio y plomo es el ensayo 1 y para el arsénico es el
ensayo 3.
Por ello y cara a un estudio posterior concreto de este suelo, se diseñó un
nuevo proceso que nos permitiese trabajar separadamente por un lado el Hg y Pb
y por el otro el As. Así, un diagrama de este futuro proceso puede observarse en el
anexo C.
IV.2.1.5 Diseño del lavado de suelos.
Como ya se mencionó en la introducción, el objetivo final de este trabajo
era la selección del equipamiento apropiado para diseñar un esquema de lavado
para el suelo contaminado de La Soterraña�. En este sentido las posibilidades son
múltiples (Dermont et al., 2008). Así, una vez analizados los datos geoquímicos
texturales y gravimétricos, parece conveniente definir las siguientes etapas del
lavado para un estudio experimental:
v La fracción del tamaño de menos de 125 micras se podría procesar con
hidrociclones (Williford y Bricka, 2000), debido a la alta concentración de
elementos contaminantes en limos y arcillas. Un procedimiento factorial se
debería realizar para definir parámetros tales como diámetros del ciclón,
Ensayos realizados y resultados obtenidos
188
punta y rebose, así como la concentración de sólidos en la pulpa de
alimentación y la presión en punta del hidrociclón.
v Para la fracción entre 125 y 500 micras, el separador multigravimétrico
(MGS, Mozley) se ha aplicado con éxito en algunas pruebas de lavado de
suelos (Bergeron, 2005). Este equipo desarrolla una combinación entre
separación por gravedad y por tamaño, con alta eficacia operacional. Se
basa en el aumento de las características relacionadas con la densidad de
partícula bajo efecto de una fuerza centrífuga. No obstante, los resultados
del estudio de gravedad específica no parecen recomendar el uso de una
separación densimétrica por lo que un banco de hidrociclonado podría ser
también una opción no desdeñable. De manera complementaria los
ensayos realizados con el propio equipo MGS sí son esperanzadores y han
permitido plantear un diseño de separación por un lado de Hg y Pb, y por
otro de As.
v Los intervalos de tamaño por encima de 500 micras serían separados por
tamizado mecánico (por ejemplo en un trommel). La fracción gruesa sería
lavada con separadores convencionales: mesas de sacudidas o espirales
serían probablemente los equipos apropiados.
IV.2.1.6. Cálculo del Índice de Bond para suelos.
En este apartado se recogen los resultados de los ensayos llevados a cabo
sobre muestras de La Soterraña según el método de Bond para molinos de bolas.
Se ha contemplado esta posibilidad con este suelo debido a que su bajo contenido
en arcillas permite asimilar su estructura y composición, como si de un compuesto
mineral se tratase. Además, la molienda se ha considerado una alternativa de
pretratamiento debido al alto contenido en As y Hg en materiales de
granulometría superior a 125 micras.
Para no alargar excesivamente el presente apartado se llevará a cabo la
exposición detallada del ensayo de Bond realizado únicamente en el primero de
los casos, y en el resto se expondrá de manera más esquemática.
Ensayos realizados y resultados obtenidos
189
Ensayo de Bond a 80 micras
Tal y como se ha descrito en el capítulo III , se llevó a cabo un ensayo de
Bond para determinar en el laboratorio el valor del índice de trabajo
correspondiente a la muestra de suelo de La Soterraña, y con un tamiz de cierre
del circuito de 80 micras. Los resultados obtenidos se exponen a continuación.
En la Tabla IV.11 se muestran los resultados de la caracterización granulométrica
de la alimentación.
Intervalo Peso Peso Tamaño Pasante ac.(micras) (g) (%) (micras) (%)> 2000 650 57.21% 3500 100.00%
2000/1000 207.3 18.25% 2000 42.79%1000/500 79 6.95% 1000 24.54%500/250 49.1 4.32% 500 17.59%250/180 21.8 1.92% 250 13.26%180/125 26.1 2.30% 180 11.35%125/80 45.8 4.03% 125 9.05%80/63 20.4 1.80% 80 5.02%<63 36.6 3.22% 63 3.22%
1136.1 100.00%
Tabla IV.11 Granulometría de la alimentación.
De dicho análisis granulométrico, se puede obtener por interpolación el
valor de d80 correspondiente a la alimentación, F80 = 2976.
Partiendo de una alimentación inicial de 700 cm3, que suponen 1136.1 gr.,
para simular la operación en circuito cerrado con 250% de carga circulante será
necesaria la obtención de un peso de finos, denominado peso ideal de finos,
calculado como sigue:
Peso ideal de finos = 1136.1/3.5 = 324.6 gr.
La malla de cierre del circuito será de 80 micras, y del análisis
granulométrico de la alimentación se deduce que el porcentaje de finos ya
presentes en la alimentación es 5.02 %.
Ensayos realizados y resultados obtenidos
190
Primer ciclo de molienda.
Se comienza el primer ciclo realizando una molienda el molino de Bond
durante 200 vueltas. Tras recogerse convenientemente el producto, con especial
cuidado en la recuperación de los finos que pueden quedar adheridos a las paredes
del molino o en la superficie de las bolas, se realiza el tamizado del producto de la
molienda sobre el tamiz de 80 micras,
Finos producidos: 202.4 gr.
Finos en la alimentación: 57.0 gr.
Finos netos: 145.4 gr.
Gbp: 0.7268
El pasante se deja en una bolsa convenientemente etiquetada, y se agrega
carga fresca al rechazo para reconstituir la carga inicial en peso de sólidos
alimentada al molino.
Segundo ciclo de molienda.
El rechazo de la operación anterior más la carga fresca adicionada,
componen la alimentación de esta etapa. El número de revoluciones
correspondiente a esta etapa se calcula como el cociente entre el peso ideal de
finos menos los finos añadidos en la carga fresca, y el valor Gbp del paso anterior,
resultando en este caso:
Nº revoluciones = (202.4 � 10.2) / 0.7268 = 432.6 rev
Transcurrido ese número de revoluciones, se vacía el molino y se pasa el
producto por el tamiz de 800 micras, resultando:
Finos producidos: 384.2 gr.
Finos en la alimentación: 10.2 gr.
Finos netos: 374.0 gr.
Gbp: 0.8646 gr./rev
Ensayos realizados y resultados obtenidos
191
El pasante se deja en una bolsa convenientemente etiquetada, y se agrega
carga fresca al rechazo para reconstituir la carga inicial de sólidos alimentada al
molino.
Tercer ciclo de molienda.
El rechazo de la operación anterior más la carga fresca adicionada,
componen la alimentación de esta etapa. El número de revoluciones
correspondiente a esta etapa se calcula como el cociente entre el peso ideal de
finos menos los finos añadidos en la carga fresca, y el valor Gbp del paso anterior,
resultando en este caso:
Nº revoluciones = (384.2 � 19.3) / 0.8646 = 353.1 rev
Transcurrido ese número de revoluciones, se vacía el molino y se pasa el
producto por el tamiz de 80 micras, resultando:
Finos producidos: 362.5 gr.
Finos en la alimentación: 19.3 gr.
Finos netos: 343.2 gr.
Gbp: 0.9719 gr./rev
El pasante se deja en una bolsa convenientemente etiquetada, y se agrega
carga fresca al rechazo para reconstituir la carga inicial de sólidos alimentada al
molino.
Cuarto ciclo de molienda.
El rechazo de la operación anterior más la carga fresca adicionada,
componen la alimentación de esta etapa. El número de revoluciones
correspondiente a esta etapa se calcula como el cociente entre el peso ideal de
Ensayos realizados y resultados obtenidos
192
finos menos los finos añadidos en la carga fresca, y el valor Gbp del paso anterior,
resultando en este caso:
Nº revoluciones = (362.5 � 18.2) / 0.9719 = 315.3 rev
Transcurrido ese número de revoluciones, se vacía el molino y se pasa el
producto por el tamiz de 500 micras, resultando:
Finos producidos: 302.8 gr.
Finos en la alimentación: 18.2 gr.
Finos netos: 284.6 gr.
Gbp: 0.9028 gr./rev
El pasante se deja en una bolsa convenientemente etiquetada, y se agrega
carga fresca al rechazo para reconstituir la carga inicial de sólidos alimentada al
molino.
Quinto ciclo de molienda.
El rechazo de la operación anterior más la carga fresca adicionada,
componen la alimentación de esta etapa. El número de revoluciones
correspondiente a esta etapa se calcula como el cociente entre el peso ideal de
finos menos los finos añadidos y el valor Gbp del paso anterior, resultando en este
caso:
Nº revoluciones = (302.8 � 15.2) / 0.9028 = 342.7 rev
Transcurrido ese número de revoluciones, se vacía el molino y se pasa el
producto por el tamiz de 500 micras, resultando:
Finos producidos: 307.1gr.
Finos en la alimentación: 15.2 gr.
Finos netos: 291.9 gr.
Gbp: 0.8517 gr./rev
Ensayos realizados y resultados obtenidos
193
El pasante se deja en una bolsa convenientemente etiquetada, y se agrega
carga fresca al rechazo para reconstituir la carga inicial de sólidos alimentada al
molino.
Sexto ciclo de molienda.
El rechazo de la operación anterior más la carga fresca adicionada,
componen la alimentación de esta etapa. El número de revoluciones
correspondiente a esta etapa se calcula como el cociente entre el peso ideal de
finos menos los finos añadidos y el valor Gbp del paso anterior, resultando en este
caso:
Nº revoluciones = (307.1 � 15.4) / 0.8517 = 363 rev
Transcurrido ese número de revoluciones, se vacía el molino y se pasa el
producto por el tamiz de 500 micras, resultando:
Finos producidos: 457.2 gr.
Finos en la alimentación: 15.4 gr.
Finos netos: 441.8 gr.
Gbp: 1.2170 gr./rev
El pasante se recoge en una bolsa convenientemente etiquetada,
considerándose alcanzado ya el equilibrio. Por tanto, de este último producto se
realizó un análisis granulométrico, cuyo resultado por interpolación nos da el
valor de P80 = 63 micras.
El índice de molturabilidad resulta ser, como media de los tres últimos
ensayos:
Gbp = 1.0839
El índice de trabajo del material, válido para molienda en molinos de
bolas, se calculará según la expresión propuesta por Fred Bond, ya expuesta
anteriormente:
Ensayos realizados y resultados obtenidos
194
i
0.23 0.820.23 0.82
100
80 80
44.5 44.5 kWhW 14.12
t corta10 1010 10 80 1.0839P Gbp63 2976P F
= = =æ ö æ ö
× × -× × -ç ÷ ç ÷ç ÷ è øè ø
Ensayo a 125 micras
Los datos de alimentación para el caso del ensayo de Bond realizado en el
laboratorio sobre la muestra para P100 = 125 micras, se resume a continuación.
Tamaño Pasante ac.
(micras) (%) Peso 700 cm3
3500 100.00% 11092000 44.50% F80
1000 26.58% 2960500 20.02% Porcentaje finos250 7.53% 0.49%180 4.51%125 0.49%80 0.26%63 0.09%
ALIMENTACIÓN
Tabla IV.12 Datos iniciales, ensayo a 125 micras.
Los resultados de cada ciclo del ensayo, hasta la obtención del valor del
índice de molturabilidad Gbp, se pueden resumir de la siguiente forma.
CICLO Nº rev Finos ya presentes Finos producidos Finos netos Gbpi
1 100 5.4 51 45.6 0.45622 694.0 0.2 406.4 406.2 0.58523 538.1 2.0 445.7 443.7 0.82464 381.6 2.2 602.8 600.6 1.57395 199.5 2.9 387.6 384.7 1.92866 163.3 1.9 298.1 296.2 1.81387 173.9 1.4 311.3 309.9 1.7818
Gbp medio 1.8414
Tabla IV.13 Resumen de los resultados obtenidos, ensayo a 125 micras.
Asimismo, el análisis granulométrico del producto del último ciclo de
molienda nos da por interpolación el valor de P80 = 107 micras.
Se puede ya realizar la determinación del índice de trabajo para este caso,
mediante la aplicación de la fórmula:
Ensayos realizados y resultados obtenidos
195
i
0.23 0.820.23 0.82
100
80 80
44.5 44.5w 11.32 kWh/ t
10 1010 10 125 1.8414P Gbp107 2960P F
= = =æ ö æ ö
× × -× × -ç ÷ ç ÷ç ÷ è øè ø
Ensayo a 180 micras
Los datos de alimentación para el caso del ensayo de Bond realizado en el
laboratorio sobre la muestra para P100 = 180 micras, se resume a continuación.
Tamaño Pasante ac.
(micras) (%) Peso 700 cm3
3500 100.00% 1114.22000 50.63% F80
1000 30.52% 2892500 23.00% Porcentaje finos250 17.84% 4.51%180 15.00%125 9.62%80 4.66%63 1.94%
ALIMENTACIÓN
Tabla IV.14 Datos iniciales, ensayo a 180 micras.
Los resultados de cada ciclo del ensayo, hasta la obtención del valor del
índice de molturabilidad Gbp, se pueden resumir de la siguiente forma.
CICLO Nº rev Finos ya presentes Finos producidos Finos netos Gbpi
1 200 50.3 471.2 420.9 2.10472 141.2 21.3 371.8 350.5 2.48353 121.4 16.8 305.3 288.5 2.37614 128.2 13.8 315.1 301.3 2.35085 129.4 14.2 330.8 316.6 2.44706 124.0 14.9 297.3 282.4 2.27737 133.9 13.4 328.2 314.8 2.3510
Gbp medio 2.3584
Tabla IV.15 Resumen de los resultados obtenidos, ensayo a 180 micras
Asimismo, el análisis granulométrico del producto del último ciclo de
molienda nos da por interpolación el valor de P80 = 135 micras.
Se puede ya realizar la determinación del índice de trabajo para este caso,
mediante la aplicación de la fórmula:
Ensayos realizados y resultados obtenidos
196
i
0.23 0.820.23 0.82
100
80 80
44.5 44.5w 9.90 kWh/ t
10 1010 10 180 2.3584P Gbp135 2892P F
= = =æ ö æ ö
× × -× × -ç ÷ ç ÷ç ÷ è øè ø
Ensayo a 250 micras
Los datos de alimentación para el caso del ensayo de Bond realizado en el
laboratorio sobre la muestra para P100 = 250 micras, se resume a continuación.
Tamaño Pasante ac.
(micras) (%) Peso 700 cm3
3500 100.00% 1053.92000 40.41% F80
1000 20.83% 2997500 14.77% Porcentaje finos250 11.22% 11.22%180 9.55%125 7.55%80 3.95%63 2.65%
ALIMENTACIÓN
Tabla IV.16 Datos iniciales, ensayo a 250 micras.
Los resultados de cada ciclo del ensayo, hasta la obtención del valor del
índice de molturabilidad Gbp, se pueden resumir de la siguiente forma.
CICLO Nº rev Finos ya presentes Finos producidos Finos netos Gbpi
1 100 118.2 332.5 214.3 2.14252 123.1 37.3 328.1 290.8 2.36173 111.9 36.8 313.7 276.9 2.47424 107.5 35.2 302.6 267.4 2.48805 107.4 34.0 295.9 261.9 2.43946 109.8 33.2 305.1 271.9 2.47577 107.8 34.2 307.3 273.1 2.5331
Gbp medio 2.4827
Tabla IV.17 Resumen de los resultados obtenidos, ensayo a 250 micras.
Asimismo, el análisis granulométrico del producto del último ciclo de
molienda nos da por interpolación el valor de P80 = 151 micras.
Se puede ya realizar la determinación del índice de trabajo para este caso,
mediante la aplicación de la fórmula:
Ensayos realizados y resultados obtenidos
197
i
0.23 0.820.23 0.82
100
80 80
44.5 44.5w 9.39 kWh/ t
10 1010 10 250 2.4827P Gbp151 2997P F
= = =æ ö æ ö
× × -× × -ç ÷ ç ÷ç ÷ è øè ø
Como resumen de los ensayos efectuados con los cuatro tamaños se tienen
los valores indicados en la Tabla IV.18:
Parámetro Tamaño del ensayo (micras)
80 125 180 250
Gbp 1,08 1,84 2,35 2,48
Wi 14,12 11,32 9,9 9,39
Tabla IV.18 Resumen de los resultados obtenidos en los distintos ensayos
Como se observa en la Tabla IV.18, cuanto menor es el tamaño de
molienda, mayor será el consumo energético específico para reducir el tamaño de
grano del suelo y prepararlo de esa forma para su posterior separación por los
diferentes métodos físicos evaluados.
Para los valores de tamaño de grano ensayados, se comprueba que al pasar
de un tamaño de molienda de 250 micras a 80 micras, el consumo específico
aumenta en más del 50%, dato fundamental a la hora de realizar un ensayo a
escala piloto o industrial para este tipo de suelo.
Ensayos realizados y resultados obtenidos
198
IV.3. Emplazamiento nº 3: Nitrastur.
Como se comentó en el capítulo III, este emplazamiento a estudiar se
encuentra en la zona central de Asturias, región en la que existen un buen número
de instalaciones industriales y mineras que se han venido cerrando en las últimas
décadas. En la región el clima es Atlántico (europeo) con una precipitación media
y evapotranspiración anuales de 1130 y 667 mm respectivamente, temperaturas
medias anuales de 13ºC, y un régimen de humedad del suelo de tipo údico
(IGME, 2001).
IV.3.1. Resultados y discusión.
IV.3.1.1 Caracterización multivariable.
En primer lugar (Tabla IV.19) se presentan los estadísticos descriptivos
más representativos obtenidos en los análisis realizados sobre las muestras del
trabajo de caracterización inicial.
Elemento Unidades Mínimo Máximo Media Desv.
típica
Coef.
variación
Ag ppm 0.1 1.20 0.41 0.36 0,88
Al % 0.95 2.67 1.77 0.50 0,28
As ppm 45.00 181.00 98.90 40.09 0,41
B ppm 5.00 17.00 7.85 4.39 0,56
Ba ppm 31.00 268.00 135.81 73.64 0,54
Bi ppm 1.00 11.00 2.81 3.43 1,22
Ca % 1.71 4.26 2.66 0.75 0,28
Cd ppm 0.5 3.5 1.57 0.87 0,55
Co ppm 7.00 33.00 13.76 6.42 0,47
Cr ppm 19.00 436.00 96.33 116.43 1,21
Cu ppm 62.00 266.00 121.90 61.91 0,51
Fe % 2.35 5.66 3.83 0.92 0,24
Hg ppm 3.00 62.00 20.67 16.16 0,78
Ensayos realizados y resultados obtenidos
199
K % 0.13 0.53 0.24 0.11 0,46
Mg % 0.29 0.75 0.37 0.09 0,24
Mn ppm 207.00 1100.00 416.14 222.55 0,53
Mo ppm 0.5 26.00 5.74 7.16 1,25
Na % 0.03 0.07 0.05 0.01 0,20
Ni ppm 24.00 130.00 45.00 23.08 0,51
Pb ppm 126.00 1130.00 427.14 271.26 0,64
S % 0.22 0.79 0.39 0.14 0,36
Sb ppm 5.00 26.00 12.19 6.38 0,52
Zn ppm 196.00 1.270.00 417.00 284.04 0,68
Tabla IV.19 Estadísticos descriptivos correspondientes al análisis por ICP-OES de 21 muestras
de suelo del emplazamiento estudiado.
La tabla anterior muestra niveles de contaminación significativos de
algunos elementos tales como As, Pb, Hg, etc. y distribuciones heterogéneas de
los mismos (elevados coeficientes de variación).
Por el contrario, los elementos que consideramos �naturales� (Ca, Na, Al)
presentan desviaciones mucho menores.
En cuanto al análisis estadístico multivariante, para mostrar resultados del
�clustering�, se presenta un dendrograma:
Ensayos realizados y resultados obtenidos
200
Figura IV.6 Dendrograma que muestra el agrupamiento de los elementos por su afinidad
geoquímica y comportamiento en el emplazamiento; se indican los grupos principales (a, b, en
función de la distancia estadística entre ellos.
La disposición del dendrograma anterior muestra tres grupos principales
de elementos:
Grupo �a�: Formado principalmente por elementos calcófilos (Cu, Zn, Sb,
Ag, etc.), en gran medida provenientes de sulfuros de los que se tostaban
en la instalación industrial objeto de este estudio y que como residuo
(cenizas, escorias) producían principalmente óxidos y también sulfuros
aunque estos últimos se han meteorizado rápidamente en las capas
superiores del suelo, lo que explica la ausencia del S en este grupo de
elementos. Como elemento mayoritario aparece asociado al hierro lo que
redunda en el probable origen (piritas y otros sulfuros). Aparece una cierta
b
c
a
Ensayos realizados y resultados obtenidos
201
correlación con el calcio pero no suficientemente significativa para asociar
los contaminantes con carbonatos.
Grupo �b�: Se trataría en realidad de un subgrupo del A formado por otros
elementos de entre los contaminantes (Pb, Hg), mezclados con otros
minoritarios en las cenizas de pirita.
Grupo �c�: Elementos mayoritarios propios del suelo antes de ser
contaminado que denotan un carácter bastante arcilloso (Al, K).
Como conclusión de todo esta parte habría que decir que el suelo a estudio
presenta unos niveles de contaminación reseñables aunque no muy elevados,
mayoritariamente en forma de óxidos proveniente de la tostación de piritas y otros
sulfuros. Los contaminantes no han sido adsorbidos de forma clara ni en arcillas
ni en carbonatos y más bien parecen estar asociados a óxidos de Fe y Mn, y a la
materia orgánica del suelo (ver más adelante).
Por último, de acuerdo a las concentraciones elementales medidas y a su
toxicidad potencial se han tomado como referencia para el resto del estudio seis
elementos: As, Cd, Cu, Hg, Pb y Zn.
IV.3.1.2 Caracterización edafológica y mineralógica.
A la luz de los resultados del análisis multielemental mostrados en el punto
anterior, se trabajó con una muestra de 50 kg correspondiente a una de las zonas
de mayor concentración de contaminantes. Sobre submuestras representativas de
ésta se midieron un pH de 6.2 ligeramente ácido y altos contenidos de materia
orgánica (6%).
Por otro lado el suelo presentaba baja conductividad eléctrica (EC = 0.796
dS m-1), lo que indica que estos suelos no tienen problema de salinidad. Bajo
contenido en cationes cambiables (7.13; 0.37; 0.32 y 0.59 cmolc kg-1 para el Ca,
Ensayos realizados y resultados obtenidos
202
Mg, K y Na respectivamente) y baja capacidad de intercambio catiónico efectiva
(8,42 cmolc kg-1), de acuerdo con los contenidos que presentan normalmente los
suelos de pastizales de las zonas húmedas y frías.
En cuanto a la mineralogía, se determinó que la fracción arcillosa está
dominada por las ilitas (estructura 2:1) y caolinitas (1:1), arcillas ambas muy
comunes pero que no destacan por su gran capacidad de retención de metales
pesados. En concreto, la superficie específica de ilitas y caolinitas de rango 65-
100 m2·g-1 y 10 a 20 m2·g-1 1 respectivamente, y el CEC, dependiendo del pH,
desde 10 a 40 cmolc·kg-1y desde 1 a 10 cmolc·kg-1 respectivamente (Velde, 1995).
La presencia de estos dos tipos de arcilla de baja superficie específica,
unida a la gran cantidad de materia orgánica del suelo (6%) sugiere que los
contaminantes deben en gran medida estar asociados a la materia orgánica ya que
esta posee una capacidad de intercambio superior a la de las arcillas citadas.
Por otro lado, de los análisis mineralógicos por difracción de rayos X se
deduce la presencia de una cierta proporción de Ferrihidrita - (Fe3+)2O3·½H2O -
como representante de los óxidos de hierro.
Como consecuencia se refrenda la hipótesis de que la presencia de
contaminantes está ligada a la materia orgánica y a geles de óxidos de Fe más que
a arcillas.
IV.3.1.3 Caracterización granulométrica.
En la Tabla IV.20 se sintetizan los resultados del estudio granulométrico
realizado, así como las concentraciones elementales de los contaminantes de
interés.
Ensayos realizados y resultados obtenidos
203
Fracción
granulométrica
(micras)
Peso
(% )
Elementos contaminantes (ppm)
As Cd Cu Hg Pb Zn
125 � 4.000 9.5 48 1,0 69 10 181 162
< 125 90.5 79 1,4 106 16 359 347
Tabla IV.20 Concentración de elementos en las dos fracciones granulométricas estudiadas (los
resultados corresponden a la media de tres determinaciones).
Como era esperable las concentraciones son más elevadas en el caso de los
finos, por ello y por su mayor importancia desde el punto de vista ambiental y
toxicológico se ha realizado el estudio con ellos. En el caso de los gruesos, los
valores alcanzados son también elevados y sería conveniente realizar algún tipo de
tratamiento de separación física fuera del alcance de este trabajo (ver
posibilidades en Dermont et al., 2007).
Particularizando entonces para la fracción fina, en la figura siguiente se
muestra su distribución granulométrica realizada tras análisis por dispersión láser.
Destaca la presencia de casi un 40% de materiales por debajo de 10 micras y de
más de un 10% de materia arcillosa (menor de 2 micras). Considerando todo lo ya
expuesto, la composición de estos materiales ha de ser indudablemente una
mezcla de arcillas, materia orgánica y geles de óxidos de Fe.
0,00
10,00
20,00
30,00
40,00
50,00
60,00
70,00
80,00
90,00
100,00
1 10 100 1000
Tamaño (micras)
Pas
ante
acu
mu
lad
o (
%)
Figura IV. 7 Curva granulométrica de una muestra representativa de la fracción menor de 125
micras obtenida por dispersión láser.
Ensayos realizados y resultados obtenidos
204
IV.3.1.4 Resultados de tratamiento en hidrociclón.
Como se mencionó en el apartado IV.3.1.4, se ha realizado un ensayo
factorial con dos valores de diámetros de punta de hidrociclón (9.5 y 6.4 mm) y
tres regímenes de presión (100, 200 y 300 kPa) para lotes representativos de la
fracción menor de 125 micras. Con este punto de partida se presenta en la Tabla
IV.21 el cálculo de coeficientes y en la Tabla IV.22 el análisis atributivo.
A partir de ellos se han obtenido los coeficientes de ponderación (AHg, AAs,
ACu, ACd, APb, AZn) y los corregidos (A�) según se describió en el capítulo III.
Como VR se han tomado los valores más restrictivos de las denominadas �tablas
holandesas� (Van Lynden, 1995); como excepción para Hg en lugar de 0,5 ppm se
han tomado 2 ppm dado el elevado fondo geoquímico de la zona (Loredo et al.,
1998).
Elemento Co (ppm) VR (ppm) Coeficiente (A) Coeficiente corregido (A�)
As 71 20 3,55 0,16
Cd 1.3 1 1,30 0,06
Cu 104 50 2,08 0,09
Hg 14 2 7,00 0,31
Pb 359 50 7,18 0,31
Zn 358 200 1,79 0,08
Tabla IV.21 Concentraciones iniciales (Co) de la fracción hidrociclonada (<125 micras) y
valores de referencia de las �tablas holandesas� (VR).
Nº ensayo
(�i�)
Diám. punta
(mm)
P
(kPa) Qi
As QiCd Qi
Cu QiHg Qi
Pb QiZn QT
1 9.5 100 146,81 153,77 153,77 151,77 153,77 153,77 1,52
2 9.5 200 146,29 156,53 148,93 151,87 153,40 150,08 1,51
3 9.5 300 144,10 147,27 142,38 143,08 148,29 144,37 1,46
4 6.4 100 160,28 158,73 155,21 160,28 157,15 154,19 1,58
5 6.4 200 164,51 162,54 159,61 161,00 162,80 159,54 1,62
6 6.4 300 172,75 174,55 168,49 166,59 172,91 169,42 1,69
Tabla IV.22 Resumen de los cálculos efectuados mediante análisis atributivo. Para todos los
ensayos y elementos, el efecto concentración se produjo en los reboses (fracciones finas).
Ensayos realizados y resultados obtenidos
205
De los resultados de la Tabla anterior, se deduce que la tendencia general
es que el incremento de la presión genera una disminución de las recuperaciones
por los reboses para ambas puntas, y que el diámetro de 6.4 mm. ha aportado
mejores resultados; en global el caso más favorable es el del ensayo nº 6, el cual
estudiaremos más detalladamente.
En primer lugar (Figura IV.8), se ha construido la curva de partición del
hidrociclón (Svarovsky, 2000) a partir de las curvas granulométricas de punta y
rebose del citado ensayo 6 (obtenidas por dispersión láser).
Esta curva se utiliza para caracterizar de forma objetiva la eficacia de
separación en los clasificadores, así como para determinar algunos parámetros
característicos de la separación efectuada, como puede ser el tamaño de corte,
denotado como d50.
Por otra parte en la Tabla IV.23 se muestran los resultados analíticos de las
muestras obtenidas en punta y rebose.
0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
0,8
0,9
1
1 10 100
Tamaño (micras)
Co
efic
ien
te d
e p
arti
ció
n
Figura IV.8 Curva de partición del hidrociclón obtenida en el ensayo nº 6 (diámetro de punta 6.4
mm y presión de 300 kPa).
Ensayos realizados y resultados obtenidos
206
As Cd Cu Hg Pb Zn
Valor de Referencia 20 1 50 2 50 200
Alimentación
(inicial del suelo)
71 1.3 104 14 359 358
Punta
(81,5% en peso)
48 0,9 72 10 247 249
Rebose
(18,5% en peso)
171 3,1 241 32 857 844
Factor de concentración 2.40 2.38 2.32 2.29 2.39 2.36
Tabla IV.23 Concentraciones elementales en el ensayo nº 6. El �factor de concentración� se ha
definido como el cociente entre la concentración en el rebose y la alimentación
La curva de partición obtenida permite determinar el tamaño de corte del
hidrociclón (definido en términos probabilísticos, es decir, tamaño para el cual
una partícula presenta las mismas probabilidades de irse por punta o por rebose),
que resulta ser en este caso de 9.5 micras.
Además, la curva evidencia la presencia del efecto "fish-hook" (Patil y
Rao, 2001) que indica que las partículas finas presentan una probabilidad no
esperable de irse hacia la fracción gruesa, y que suele ir ligado a efectos de
aglomeración; este efecto podría ser debido a la presencia de materia orgánica que
dotase de un cierto carácter hidrófobo a los finos.
Por otro lado, la baja pendiente de la curva indica una baja eficiencia en la
separación, lo que no perjudica sin embargo el efecto descontaminante ya que el
motivo de que los contaminantes se concentren en la fracción más ligera no es
tanto que estén muy concentrados en los finos (que en parte si es así), sino que la
influencia de la materia orgánica ha sido crucial en la separación. Efectivamente,
los agregados organometálicos (Benedetti, 2006) pueden tener una densidad
promedio de 1.4 g/cm3 (aprox. la mitad que la de los componentes minerales del
suelo) (Hassink, 1995).
Ensayos realizados y resultados obtenidos
207
Como consecuencia de esto, pese a obtenerse una separación
granulométrica deficiente (Figura IV.8) se consigue efecto concentración por
separación densimétrica (Tabla IV.23) y como consecuencia se recuperan gran
parte de los contaminantes en la fracción del rebose (mucho menor en peso).
Sucesivos ciclos de relavado, algo habitual en procesos a escala real
(Griffiths, 1994), podrían permitir conseguir fracciones limpias por debajo de los
valores de referencia, algo que con solo un lavado ya se ha conseguido para el Cd
y no está lejos para el resto de los contaminantes.
IV.3.1.5 Ensayo y resultados del tratamiento experimental en hidrociclón de
fondo plano.
Al mismo tiempo que se realizaron los ensayos con el hidrociclón
convencional sobre el suelo nº 3, se abrió una nueva línea de investigación en
torno a los hidrociclones de fondo plano, que tienen algunas particularidades de
operación que los diferencian de los convencionales, tal como está reflejado en el
apartado III.3.1.3.
La investigación con estos equipos se realizó a ciegas, ya que no se
dispone de ninguna experiencia previa ni de los resultados de análisis de los
ensayos con el hidrociclón convencional, ya que precisamente las muestras para
análisis de los dos equipos se mandarán a analizar simultáneamente con el fin no
encarecer excesivamente la investigación.
Hay que resaltar que, con el objetivo de disminuir los tiempos muertos
derivados del secado en el horno de dichos restos, se extraen del mismo aún con
una humedad apreciable. El peso total de material (junto con la humedad) es de
3,540 kg. Lo que se hace es suponer el porcentaje de humedad y a continuación
calcular la cantidad de agua a añadir para alcanzar aproximadamente el 20% en
peso de sólidos en la pulpa, condición necesaria para trabajar en régimen de
sedimentación impedida (y no de sedimentación libre) de modo que prime la
clasificación por densidades frente a la clasificación por tamaños.
Ensayos realizados y resultados obtenidos
208
Los ensayos diseñados en este caso son nueve, destacando que se
introduce una nueva variable, el diámetro del diafragma, que en los ensayos con
hidrociclones convencionales se mantuvo fijo. Los parámetros de los ensayos
planteados son los mostrados en la Tabla IV.24.
Ensayo Punta
(mm)
Diafragma
(mm)
Presión
(psi)
1 4,7 14,3 2
2 4,7 14,3 10
3 6,3 14,3 2
4 6,3 14,3 10
5 8 14,3 10
6 4,7 8 10
7 6,3 8 10
8 8 8 10
9 8 14,3 2
Tabla IV.24 Parámetros de los ensayos con hidrociclón de fondo plano
Cabe destacar que al inicio del ensayo y mientras se deja el periodo de
circulación de la pulpa por el equipo se ha tomado una muestra, llamada muestra
cero. El objetivo de esta muestra era comprobar que los valores de su análisis
multielemental son muy similares a los resultados de análisis multielemental
procedentes de la caracterización del suelo (más concretamente para tamaños
inferiores a 125 micras que sirven de alimentación al hidrociclón).
La metodología seguida para la realización de estos ensayos ha sido la
misma que la empleada para la realización de los ensayos con hidrociclones
convencionales. Así pues, en la Tabla IV.25 podemos ver el cálculo de los
coeficientes de ponderación y el corregido para los elementos estudiados.
Ensayos realizados y resultados obtenidos
209
Elemento Co (ppm) VR (ppm) Coeficiente (A) Coeficiente corregido (A�)
As 71 20 3,55 0,16 Cd 1.3 1 1,30 0,06 Cu 104 50 2,08 0,09 Hg 14 2 7,00 0,31 Pb 359 50 7,18 0,31 Zn 358 200 1,79 0,08
Tabla IV.25 Concentraciones iniciales (Co) de la fracción ensayada y valores de
referencia (VR) de las tablas holandesas.
De los nueve ensayos realizados sobre la muestra descrita se han
seleccionado los tres más representativos y que mejores resultados han aportado
para realizar los análisis posteriores. Así, en la Tabla IV.26 podemos observar el
resumen de los cálculos efectuados mediante análisis atributivo para los elementos
enumerados, siendo el nº 5 el que mejores resultados ha obtenido.
Nº ensayo
QiAs Qi
Cd QiCu Qi
Hg QiPb Qi
Zn QT
4 0,28 0,106089 0,159134 0,548128 54,81283 0,141452 56,05 5 0,30 0,113258 0,553131 0,604895 57,98695 0,149753 59,71 6 0,30 0,110319 0,52997 0,531744 57,35978 0,14724 58,98
Tabla IV.26 Cálculos efectuados del análisis atributivo.
Al tratarse de un ensayo novedoso sobre un equipo no utilizado en el
campo de la descontaminación de suelos, se han realizado cálculos de
recuperaciones y rendimientos de varios de los componentes metálicos en tres de
los ensayos realizados que mejores resultados han obtenidos. Estos pueden
observarse en la Tabla IV.27.
Rendimiento Rec As Rec Cd Rec Cu Rec Hg Rec Pb Rec Zn
PLP4 49,270073 35,1524357 36,8181818 33,9909485 24,4565217 33,383666 31,581723 PLR4 50,729927 64,8475643 63,1818182 66,0090515 75,5434783 66,616334 68,418277 PLP5 61,0315186 42,9539405 43,9175258 48,2295803 28,1373844 42,0073557 40,3449307 PLR5 38,9684814 57,0460595 56,0824742 51,7704197 71,8626156 57,9926443 59,6550693 PLP6 58,4821429 39,3984962 43,1326435 49,1080662 41,3249211 39,2645661 38,2934298 PLR6 41,5178571 60,6015038 56,8673565 50,8919338 58,6750789 60,7354339 61,7065702
Tabla IV.27 Cálculos de recuperación y rendimiento de algunos elementos en punta y rebose de
algunos ensayos realizados.
Ensayos realizados y resultados obtenidos
210
Como resumen de todo ello, los análisis de todos los ensayos realizados
indican que existe una concentración preferencial de los contaminantes en el
rebose, lo que está en concordancia con el hecho de que los contaminantes se
segreguen hacia granulometrías inferiores.
Sin embargo según la metodología que se ha seguido de cara a la
interpretación de los resultados, el arsénico ha dado peores resultados que el
mercurio, ya que en ninguno de los ensayos realizados nos ofrecen datos claros
acerca de su comportamiento frente a las variables de operación del equipo, que
era uno de los objetivos primordiales en lo referente a este ensayo novedoso. Este
comportamiento tiene su explicación por la adsorción del arsénico a las partículas
de arcilla presentes en el suelo objeto de estudio.
�
��
Capítulo�V�
Conclusiones�
Conclusiones
212
V.1. CONCLUSIONES PARTICULARES.
V.1.1 Emplazamiento Los Rueldos.
Los datos geoquímicos y mineralógicos de las muestras analizadas
pertenecientes al emplazamiento de Los Rueldos nos sugieren que los sulfuros
ricos en hierro son el origen principal de los altos niveles de arsénico encontrados
en el entorno de la antigua explotación. La inestabilidad de los materiales de la
escombrera, así como de los sulfuros visibles en las paredes de la galería, coincide
en tiempo y espacio con un ambiente húmedo y afectado por la escorrentía de
aguas superficiales, y con una importante actividad microbiológica.
Esta combinación de controles de erosión física y química de la
distribución de los contaminantes, desde un punto de vista de la textura, es
bastante regular, independientemente de las fracciones del suelo (sólo se observa
un enriquecimiento moderado en las fracciones finas).
Los análisis multielementales y su interpretación estadística nos muestran
una correlación muy alta entre As-Sb-S-Fe, lo que sugiere la asociación de
oxihidroxidos, y sulfuros dependiendo del mayor o menor grado de alteración
mineral. Todos estos minerales se pueden considerar densos y, como
consecuencia de ello, las estrategias de lavado del suelo propuestas no sólo
incluyen la separación de tamaño de partícula, sino también la separación por
gravedad, a fin de favorecer la separación de los minerales antes mencionados
(sulfuros y óxidos) de materiales arcillosos y arenosos correspondientes con las
rocas encajantes y con el suelo de la zona.
V.1.2 Emplazamiento La Soterraña.
El Hg y el As son elementos traza contaminantes de gran interés en áreas
afectadas por trabajos antiguos de explotación minera y metalúrgica. Un posible
acercamiento a la remediación de estos emplazamientos es el lavado de suelos,
particularmente, las técnicas físicas de separación.
Conclusiones
213
Actualmente, los suelos de La Soterraña muestran un contenido muy alto de As y
Hg, concentrados principalmente en las fracciones finas. El As se fija por
adsorción en partículas de arcilla mientras que el Hg se asocia sobre todo a los
óxidos de Fe-Mn; por lo tanto, un tratamiento simultáneo de ambos vía lavado de
suelos no es fácil.
No obstante, los estudios texturales y de gravedad específica, y el estudio
multivariable para precisar las razones del comportamiento geoquímico, han
facilitado el diseño de un diagrama de flujo de lavado.
Concretamente, el proceso estaría constituido por un tamizado mecánico
para las arenas de tamaño mediano, una combinación de atrición y separación
multigravimétrica o hidrociclonado para las arenas finas, y finalmente
hidrociclonado para las fracciones limosas y arcillosas.
Los ensayos realizados en este suelo del Índice de Bond han demostrado
que, en el caso de realizar un diseño, ya sea en planta fija o móvil, a escala piloto
o industrial, uno de los pasos imprescindibles para poder evaluar los costes
operativos del proceso de descontaminación de cualquier suelo, sería el ensayo de
consumos energéticos en las operaciones de reducción de tamaño, particularmente
el ensayo estándar de Bond.
V.1.3 Emplazamiento Nitrastur.
El suelo objeto del estudio presenta una contaminación multicomponente
ligada a las cenizas de pirita. La mayor parte de los contaminantes se encuentra
ligada a la materia orgánica del suelo y, secundariamente, a oxi-hidróxidos de
hierro, siendo minoritaria la adsorción en arcillas.
De cara a un lavado de suelos, este fenómeno incrementa la separación de
los metales por diferencia de densidad y contrasta con la premisa extendida en
descontaminación de suelos de que los hidrociclones trabajan en régimen de
Conclusiones
214
separación por tamaños: bajo estas condiciones es más apropiado hablar de
densidades de corte en lugar de tamaños de corte para los hidrociclones.
Por otra parte, el análisis atributivo se ha mostrado una herramienta eficaz
para la determinación cuantitativa de la bondad de las separaciones, permitiendo
además establecer ponderaciones en función de los diversos elementos a
descontaminar. Finalmente cabe indicar que las mejores condiciones ensayadas
han permitido que en menos del 20 % en peso del suelo original se consigan
factores de concentración superiores a 2.2 para todos los elementos
contaminantes, motivo por el que un tratamiento a escala real con sucesivos
relavados se considera viable.
VV..22.. CCOONNCCLLUUSSIIOONNEESS GGEENNEERRAALLEESS..
De acuerdo con los objetivos iniciales planteados en esta tesis doctoral,
podemos concluir los siguientes puntos:
La creación de una base de datos bibliografía sobre el estado del arte en el
ámbito de la descontaminación de suelos, ha permitido disponer de una amplia
documentación que recorre todas las diferentes tecnologías existentes en la
remediación de suelos contaminados en la actualidad.
Así mismo, la creación y utilización de la encuesta empresarial realizada,
nos ha permitido tener una visión global del estado del arte actual de las empresas
que, a nivel nacional, desempeñan su trabajo en el ámbito de la descontaminación
de suelos y en particular con tecnologías de lavado, facilitando posibles vías de
colaboración.
Los criterios de selección utilizados en esta tesis, confrontados con el
�Inventario de suelos contaminados del Principado de Asturias�, nos han
permitido seleccionar 3 emplazamientos que fueron de aplicación para el
desarrollo de esta investigación.
Conclusiones
215
El proceso de muestreo diseñado (muestreos de grandes volúmenes
representativos, etc.) así como el utilizado en la preparación de las muestras
(bolsas inertes, secado, molienda, tamizado en húmedo, preparación en general,
etc.) para su posterior caracterización, nos demuestra que se podría considerar de
utilidad cara a la primera fase de desarrollo de un proyecto de lavado de suelos.
Los diversos métodos de caracterización desarrollados en esta tesis
(edafológicos, químicos, mineralúrgicos y granulométricos), utilizados
indistintamente en la caracterización de los 3 emplazamientos seleccionados han
permitido conocer de manera exhaustiva la composición de los suelos objeto de
estudio cara al diseño de una metodología común a utilizar en segunda fase de un
proyecto de lavado de suelos.
El conocimiento adquirido de las etapas anteriores, así como la
disponibilidad de un buen número de equipos a escala piloto propios de las
tecnologías mineralúrgicas, nos ha permitido definir los parámetros de
funcionamiento de dichos equipos con el objetivo de favorecer la separación de
los contaminantes metálicos presentes en el suelo, distinguiendo en qué casos
serian de utilidad y en cuáles no.
Así, los equipos de hidrociclonado (tanto normal como de fondo plano) y
el separador multigravimétricos se postulan como los más adecuados para el
diseño de una planta piloto de lavado de suelos.
�
�
�
Capítulo�VI�
Proyección�de�la�investigación�
Proyección de la investigación
217
VI.1. Difusión de los resultados.
Para conseguir dar la máxima difusión de los resultados obtenidos en las
investigaciones de la presente tesis, dos grandes grupos de actividad fueron las
vías utilizadas.
En el mundo científico, el método más efectivo y reconocido de difundir
los resultados obtenidos en las investigaciones, pasa por su publicación en revistas
de alto índice de impacto dentro del sector de actividad de las investigaciones
desarrolladas.
La asistencia a congresos y reuniones de los campos relacionados con los
temas de trabajo supondrían una oportunidad de divulgar los resultados obtenidos.
Además, el interés que suscita la temática medioambiental tratada, de actualidad
en nuestra región, facilitaría sin duda su difusión a los ámbitos sociales no
científicos, mediante los medios proporcionados por la propia Universidad y los
diversos organismos gestores de I+D+i en Asturias, medios de comunicación, etc.
Por todo ello, y atendiendo al cuadro resumen que más abajo se presenta,
se trabajó en el ámbito divulgativo de esta investigación, obteniéndose las
siguientes publicaciones enmarcadas en los dos campos anteriormente descritos:
PUBLICACIONES EN REVISTAS
Autores: Sierra C., Gallego J.R., Afif E., Menéndez Aguado J. M., González Coto F. Título: Analysis of soil washing effectiveness to remediate a brownfield polluted with pyrite ashes. Ref. Revista Clave: A Volumen: 180 Páginas, inicial: 602 final: 608 Fecha: 2010 Lugar de publicación: Journal of Hazardous Materials
Proyección de la investigación
218
Autores: Sierra C., Villa R., Glez Coto F., Menéndez-Aguado J. Mª., Gallego J. L. Título: Brownfields: La tecnología minera aplicada a la recuperación de antiguos emplazamientos industriales contaminados Ref. Revista Clave: A Volumen: 7 Páginas, inicial: 14 final: 21 Fecha: 2009 Lugar de publicación: Energía y Minas Autores: Sierra C., Villa R., Glez Coto F., Menéndez-Aguado J. Mª., Gallego J. L. Título: Brownfields: Recuperación ambiental de terrenos contaminados mediante técnicas mineralúrgicas y metalúrgicas Ref. Revista Clave: A Volumen: 8 Páginas, inicial: 40 final: 45 Fecha: 2010 Lugar de publicación: Energía y Minas
CONTRIBUCIONES A CONGRESOS
Autores: González Coto F., Marina Sánchez M., Sierra C., Villa R., Gallego J.R., Menéndez Aguado J.M. Título: Textural distribution of arsenic and heavy metals in soils affected by abandoned mining. Tipo de participación: Comunicación Congreso: 8 th International Scientific Conference GEM
Publicación: Libro de Abstracts
Lugar celebración: Bulgaria Fecha: Junio 2008 Autores: Sierra C., González Coto F., Villa R., Menéndez Aguado J. Mª., Gallego J. R. Título: Innovative approaches for the remediation of arsenic and mercury pollution via soil washing. Tipo de participación: Poster Congreso: 3rd Internacional Meeting in Environmental Biotechnology and Engineering.
Publicación: Libro de Abstracts Lugar celebración: Palma de Mallorca
(España)
Fecha: Septiembre 2008
Proyección de la investigación
219
Como resumen del objeto de todas ellas, se puede decir que tres han sido las
principales líneas de actuación y sobre las que se han desarrollado las
publicaciones.
1. La distribución de los contaminantes metálicos en los suelos objeto de
estudio, principalmente provenientes de antiguas zonas mineras ya
abandonadas.
2. La posible aplicabilidad de los procesos de lavado de suelos a dichos
suelos y sus innovaciones.
3. El estudio de técnicas mineralúrgicas para la recuperación ambiental de los
suelos tratados.
VI.1.2. Resúmenes de artículos publicados.
En este apartado se resumen los principales trabajos desarrollados en
algunos de los artículos publicados. En el anexo B pueden verse estos al
completo.
Proyección de la investigación
220
Estudio geoquímico y mineralúrgico de un suelo contaminado por
As y Hg.
Sierra C., Villa R., González-Coto F., Fernández-Sandoval, D.,
Menéndez-Aguado, J.M., Gallego, J.R.
Grupo de Biotecnología y Geoquímica Ambiental, Dpto. Explotación y Prospección de Minas.
Universidad de Oviedo. C/Gonzalo Gut. Quiros. S/N, 33600-Mieres (Asturias), España. Tfn: +34
985458064, fax: + 34 985458182. [email protected]
Resumen
Las áreas afectadas por antiguas labores mineras suelen presentar importantes
problemas medioambientales como por ejemplo la contaminación de suelos. En
nuestro estudio, un suelo contaminado con As y Hg, procedente del antiguo
emplazamiento minero de La Soterraña en Asturias se ha estudiado
detenidamente.
Después de muestreo y tamizado exhaustivo, el análisis químico reveló
concentraciones muy altas, principalmente en las fracciones finas (por debajo de
125�m) de As (fijado por adsorción principalmente en arcillas) y de Hg (asociado
a los óxidos de Fe/Mn). Estos datos texturales y geoquímicos fueron
correlacionados por medio de un análisis estadístico multivariable con el substrato
geológico, y finalmente complementados con un estudio de gravedades
específicas.
La integración de todo ello facilitó el diseño de un proceso a escala piloto para el
posible lavado de este suelo. Las técnicas de lavado de suelos son procedimientos
de remediación ex situ que se basan en la tecnología mineralúrgica y que
presentan buenas perspectivas de aplicación en zonas como la estudiada en este
trabajo.
Proyección de la investigación
221
Analysis of soil washing effectiveness to remediate a brownfield
polluted withpyrite ashes.
Sierra C., Villa R., González-Coto F., Fernández-Sandoval, D.,
Menéndez-Aguado, J.M., Gallego, J.R.
a Environmental Biotechnology and Geochemistry Group, Dpto. Explotación y Prospección de
Minas, Universidad de Oviedo, C/Gonzalo Gut. Quirós S/N, 33600 Mieres (Asturias), Spain
b Dpto. Biología de Organismos y Sistemas, Área de Ingeniería Agroforestal, Universidad de
Oviedo, C/Gonzalo Gut. Quirós S/N, 33600 Mieres (Asturias), Spain
Abstract
Soil in a brownfield contaminated by pyrite ashes showed remarkably high
concentrations of several toxic elements (Hg, Pb, Zn, Cu, Cd, and As). Initially,
we assessed various physical, chemical and mineralogical properties of this soil.
The data obtained, and particularly multivariate statistics of geochemical results,
were useful to establish the predominant role of the soil organic matter fraction
(6%) and iron oxyhydroxides in the binding of heavy metals and arsenic. In
addition, we studied the viability of soil washing techniques to reduce the volume
of contaminated soil.
Therefore, to concentrate most of the contaminants in a smaller volume of soil,
the grain-size fraction below 125_m was treated by hydrocycloning techniques.
The operational parameters were optimized by means of a factorial design, and the
results were evaluated by attributive analysis. This novel approach is practical for
the global simultaneous evaluation of washing effectiveness for several
contaminants. A concentration factor higher than 2.2 was achieved in a separated
fraction that contained less than 20% of the initial weight.
These good yields were obtained for all the contaminants and with only one cycle
of hydrocycloning. Hence full-scale soil washing is a plausible remediation
technique for the study site.
Proyección de la investigación
222
Textural distribution of arsenic and heavy metals in soils affected by
abandoned mining works.
Sierra C., Villa R., González-Coto F., Fernández-Sandoval, D.,
Menéndez-Aguado, J.M., Gallego, J.R.
a Environmental Biotechnology and Geochemistry Group, Dpto. Explotación y Prospección de
Minas, Universidad de Oviedo, C/Gonzalo Gut. Quirós S/N, 33600 Mieres (Asturias), Spain
b Dpto. Biología de Organismos y Sistemas, Área de Ingeniería Agroforestal, Universidad de
Oviedo, C/Gonzalo Gut. Quirós S/N, 33600 Mieres (Asturias), Spain
Abstract
We introduce an example of a detailed study of soil texture and geochemistry with
the aim of designing appropriate soil washing systems. Concretely, we have
studied soils affected by the mining works of �Los Rueldos� (Asturias, Spain).
After an initial characterization, composite, representative samples were taken and
ICP-MS analysis was carried out. Results showed very high concentrations of As,
and significant presence of heavy metals such Hg, Pb and Zn specially in silt-clay
fractions obtained after wet sieving.
Multivariate statistics revealed a very strong correlation between As-Sb-S-Fe
which suggested the association of As with pyrite and ferric oxihydroxides. As
consequence of that, soil washing strategies proposed include not only, particle
size separation, but also gravity separation in order to take apart sulphur and oxide
dense particles from clays and sands.
Proyección de la investigación
223
VI.2. Líneas futuras de investigación.
Tal y como se comentó en el capítulo I, el desarrollo de esta tesis se
encuentra incluido en una proyecto más amplio denominado CLEAM. Por este
motivo, las investigaciones realizadas aquí, pueden ser líneas maestras de
referencia para posteriores líneas de investigación, pertenecientes al proyecto o
fuera de él, sentando las primeras bases sobre las que trabajar en un futuro.
Así, podemos hablar de las siguientes:
Establecer un protocolo estandarizado para estudios de viabilidad tanto
para metales pesados como para productos orgánicos. La línea de
investigación seguida en esta tesis venia definida por su aplicación para
descontaminación de suelos con metales pesados. Debido a la
disponibilidad de los equipos de laboratorio y los costes de proceso, no se
ha podido ampliar dicha línea a otros suelos contaminados por ejemplo
con orgánicos.
Ampliar los estudios a otras técnicas de descontaminación no ensayadas
en la tesis. El eje fundamental de las investigaciones realizadas radica en
el proceso de lavado de suelos. Podría realizarse una investigación para
valorar la posibilidad de aplicación de estos equipos ensayados a otras
tecnologías de descontaminación de suelos o posibles variaciones de las ya
existentes mediante otras técnicas mineralúrgicas de recuperación de
metales.
Así por ejemplo, como se comentó en el apartado II.2.1.2, la extracción
metálica mediante biosurfactantes podría representar un ejemplo de un
nuevo campo de investigación.
Ampliar los estudios a otras otros equipos mineralúrgicos no ensayados
en la tesis (separación magnética y/o eléctrica, Concentrador ICON,
Espirales, etc.). Con el desarrollo de esta investigación, en el laboratorio
Proyección de la investigación
224
de ensayo se han ido adquiriendo nuevos equipos de procesamiento
mineral que podrían estudiarse para su aplicación en la descontaminación
de suelos.
Acceder a una planta móvil en funcionamiento y mejorar su diseño con
los datos obtenidos en estudios de viabilidad. Si fuese posible, resultaría
interesante colaborar con empresas nacionales o extranjeras en las que
equipos como los estudiados formen parte de un proceso de
descontaminación y donde se puedan aplicar las conclusiones obtenidas en
esta tesis cara a la mejora de los procesos utilizados.
Haciendo referencia a la posible existencia de empresas interesadas,
plantear colaboraciones para el diseño y construcción de una planta fija
a escala real. Algunas de las empresas contactadas para la realización del
estado del arte tenían entre sus planes a corto plazo realizar la instalación
de una planta fija de descontaminación. Resultaría interesante trabajar
conjuntamente en el diseño y puesta en marcha de dicha planta, aplicando
los resultados obtenidos de estos estudios.
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�Capítulo�VII�
Referencias�bibliográficas�
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Anexos
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A.1. Otras tecnologías de tratamiento de suelos
contaminados En este apartado, abordaremos de manera más o menos detallada las
principales técnicas de recuperación de suelos contaminados más habituales en la
actualidad. Basándonos en las estrategias seguidas y en los principios
metodológicos que se suelen seguir, una primera clasificación sería la presentada
en la Tabla A.1. En la Tabla A.2 se presentan los principales tipos de
contaminantes tratados según método.
Tabla A.1 Principales técnicas de recuperación de suelos.
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Siguiendo la clasificación de la tabla anterior, y con el fin de reducir la
descripción de las técnicas a las más habituales en la industria de los suelos
contaminados, se presenta a continuación un resumen de las mismas.
Tabla A.2 Resumen de los principales tipos de contaminantes según tecnologías
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A.1.1 Tratamientos térmicos.
Este tipo de tecnologías son aplicables al tratamiento de suelos excavados.
Generalmente en este tipo de tratamientos, los contaminantes son destruidos
mediante el suministro de calor. El suelo se somete a elevadas temperaturas
provocando reacciones de oxidación, volatilización o desorción de los compuestos
orgánicos contaminantes.
A.1.1.1 Incineración en horno rotativo.
La incineración en horno rotativo es el proceso utilizado, también, para el
tratamiento de residuos peligrosos. El suelo se somete a elevadas temperaturas
(1000 ºC) con el fin de oxidar y volatilizar los compuestos orgánicos
contaminantes, generando gases, cenizas residuales, y otros subproductos que
deben de ser depurados posteriormente. En este proceso, se queman no solamente
los contaminantes, sino también el material orgánico natural del suelo
contaminado. Esto implica que el suelo queda biológicamente inerte e
irreversiblemente alterado como consecuencia del tratamiento. En la figura A.1 se
puede observar un esquema del proceso de incineración.
Figura A.1. Esquema proceso incineración (Informe de vigilancia tecnológica, CITME)
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A.1.1.2 Desorción térmica.
La diferencia principal con la incineración de horno es que en la desorción
térmica se mantienen temperaturas mas bajas (250º - 400º C) y no se destruye la
estructura del suelo. En lugar de aire, se introduce en el horno un gas inerte
(normalmente nitrógeno) para impedir la oxidación y transportar los
contaminantes orgánicos volátiles gasificados a otros tratamientos posteriores
según su concentración (Figura A.2).
El suelo resultante es biológicamente inactivo, pero conserva parcialmente
su estructura y puede incorporarse nuevamente a su emplazamiento original.
Figura A.2. Representación esquemática de sistema de desorción térmica real (tomado de la
revista de CLH, nº 3, www.clh.es).
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A.1.2 Tratamientos físico-químicos.
Este tipo de tecnologías son técnicas típicamente aplicadas in situ teniendo
como objetivo separar los contaminantes del suelo para su posterior tratamiento
depurador. Suelen ser tratamientos sencillos que requieren cierta permeabilidad de
los suelos y que las sustancias contaminantes tengan suficiente movilidad y no
estén altamente adsorbidas en el suelo.
A.1.2.1 Extracción.
En el proceso básico de extracción, en primer lugar, se añade al suelo un
elemento extractor para obtener un fango que luego se mezcla con un elemento
disolvente a temperaturas bajas. El disolvente extrae los contaminantes orgánicos
adsorbidos en las partículas de suelo y presentes en el elemento extractor. La
mezcla de fangos es centrifugada o filtrada, para separar la fase liquida de los
sólidos, que luego son secados para después recuperar el disolvente.
El aceite y los orgánicos separados en este proceso suelen analizarse para
determinar su aptitud para ser reciclados o utilizados como combustible. Si
ninguna de ambas opciones es viable se someten a incineración. Los suelos
tratados resultantes no contienen orgánicos, son inertes y sus condiciones
geotécnicas suelen modificarse considerablemente.
El medio acuoso empleado puede requerir un tratamiento adicional
(biológico o carbón activo) para eliminar los orgánicos antes de su vertido. Si
posee metales en concentraciones superiores a los límites de vertido, seria
necesaria además una precipitación de los mismos.
Dependiendo de qué elementos realicen la extracción podríamos hablar de
extracción de aire, agua, fase libre, fases densas, con disolventes y ácidos, etc.
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Figura A.3. Esquema proceso de extracción. (Informe vigilancia tecnológica, CITME)
Las tecnologías de extracción son relativamente caras y se utilizan cuando
los contaminantes son muy tóxicos o el nivel de concentración es tan alto que se
pueden reciclar los residuos recuperados.
A.1.2.2 Electrocinética.
La electrocinética está basada en la aplicación de un campo eléctrico al
suelo, lo que provoca la migración de los contaminantes iónicos hacia los
electrodos. Es un método desarrollado para eliminar metales pesados y otros
contaminantes iónicos del suelo y aguas subterráneas.
El núcleo de la instalación esta compuesto por los electrodos (+ y -) y su
recipiente protector, que se pueden instalar a cualquier profundidad. Los
recipientes protectores de los electrodos están llenos de soluciones químicas y
conectados a dos sistemas separados (cátodo y ánodo) de circulación eléctrica. A
estas disoluciones van a parar los contaminantes que posteriormente serán
eliminados en instalaciones de depuración.
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Figura A.4. Esquema proceso electrocinética. (Informe vigilancia tecnológica, CITME)
Esta técnica resulta eficaz para el tratamiento de suelos de baja
permeabilidad hidráulica que son difíciles de recuperar por otros medios y esta
especialmente indicada para metales solubles o complejados en el suelo de forma
de óxidos, hidróxidos y carbonatos. (Page and Page, 2002).
A.1.3 Tratamientos biológicos.
Las tecnologías biológicas o de biorrecuperación (biorremediación) se
basan en la degradación de los contaminantes por la acción de los
microorganismos, mediante reacciones que forman parte de sus procesos
metabólicos. Pueden aplicarse tanto in situ como a suelos excavados y han sido
desarrolladas para tratar un rango amplio de contaminantes, como pesticidas,
gasóleo, gasolina, aceites y ciertos compuestos orgánicos halogenados.
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Estos tratamientos utilizan bacterias, hongos y plantas para detoxificar las
sustancias de riesgo para el hombre y el medioambiente. Para que estos sean
efectivos no solamente hay que tener en cuenta los factores biológicos, como la
existencia de poblaciones microbianas susceptibles de transformar los
contaminantes, la presencia de nutrientes y oxigeno u otros aceptores de
electrones alternativos, sino también factores ambientales como el tipo de suelo,
temperatura, pH, humedad, etc.
Atendiendo al emplazamiento del proceso de descontaminacion del
tratamiento, ex situ o in situ, podemos hablar de las siguientes tecnologías
biológicas:
A.1.3.1 Bioventing.
El bioventing es una técnica in situ de recuperación biológica que implica
la inyección a través de pozos de aire (u oxigeno) y, si es necesario, también de
nutrientes para estimular la actividad microbiana biodegradadora (Mihopoulos et
al., 2001). Este tratamiento utiliza los microorganismos indígenas para
biodegradar compuestos orgánicos adsorbidos en los suelos de la zona no
saturada, al contrario que el proceso de biosparging que realiza lo mismo pero en
la zona saturada.
El bioventing es parecido a la extracción de vapor del suelo pero, a
diferencia de este último, trata de potenciar lo más posible la biodegradación y
minimizar la volatilización de los contaminantes.
Los dos factores que fundamentalmente controlan el funcionamiento de
este sistema son la permeabilidad del suelo, que facilita el transporte de oxigeno,
y la biodegradabilidad del compuesto orgánico, que determina la velocidad y
grado de degradación.
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Figura A.5. Esquema proceso bioventing. (Informe vigilancia tecnológica, CITME)
A.1.3.2 Landfarming.
Se trata de un tratamiento de recuperación biológica practicado en todo el
mundo desde hace un siglo, que reduce la concentración de hidrocarburos del
petróleo de peso mediano que no pueden ser eliminados por evaporación pero que
si pueden ser degradados por microorganismos.
Generalmente el suelo se excava y se extiende en una capa delgada (no
mas de 1,5 m.) sobre la superficie del lugar donde se esta realizando la
recuperación y se estimula la actividad microbiana aeróbica mediante aireación
y/o adición de nutrientes, minerales y agua.
La aireación se consigue a través de labranza o arado del terreno. Es
frecuente la adición de bacterias alóctonas degradadoras de hidrocarburos para
acelerar el proceso y la estimulación de la actividad de los microorganismos
incrementa la degradación de productos del petróleo adsorbidos.
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Figura A.6. Diagrama conceptual con los elementos principales para la formación de un
landfarming.
Este proceso requiere que el suelo este bien mezclado para aumentar la
superficie de contacto entre los compuestos orgánicos y los microorganismos, y
suficientemente oxigenado para que se produzca la biodegradación aeróbica,
pudiendo añadirse nuevos aportes de suelo con hidrocarburos para su degradación
y el mantenimiento de la actividad biológica.
Estos tratamientos presentan una serie de limitaciones, generalmente
relacionadas con parámetros que pueden decelerar la actividad biológica durante
la biodegradación, aunque es relativamente poco costoso en comparación con
otras medidas de recuperación.
A.1.3.3 Biopilas.
Las biopilas son similares al sistema de landfarming pero en este caso, la
aireación del material no se consigue arando el terreno sino forzando la
circulación del aire mediante su inyección o extracción a través de conductos
perforados emplazados dentro de la pila de material.
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Figura A.7. Diagrama conceptual con los elementos principales para la formación de una biopila.
Las pilas se suelen cubrir para evitar la escorrentía, y la volatilización y
para propiciar el calentamiento del sol. El periodo de tratamiento de esta
tecnología biológica es corto, puede durar desde unas pocas semanas a unos pocos
meses y además de para compuestos del petróleo, también se utiliza para
compuestos orgánicos volátiles halogenados y no halogenados, compuestos
orgánicos semivolátiles y pesticidas.
Como en otros tratamientos, la aplicación adecuada de esta técnica esta
controlada por las propiedades físicas de los suelos contaminados, de forma que
los suelos mas permeables permitirían una mejor circulación del aire, agua y
nutrientes.
A.1.3.4 Fitorrecuperación.
La Fitorrecuperación o Fitorremediación es una técnica emergente que
utiliza la capacidad de ciertas especies vegetales para sobrevivir en ambientes
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contaminados con metales pesados y sustancias orgánicas y a la vez extraer,
acumular, inmovilizar o transformar estos contaminantes del suelo. Las plantas
utilizadas en la fitorrecuperación presentan mecanismos constitutivos y adaptados
para tolerar o acumular un elevado contenido de metales en su rizosfera y en sus
tejidos.
El éxito de este tratamiento está controlado por la selección de las especies
vegetales adecuadas para recuperar un suelo determinado, así como de la cuidada
selección de enmiendas (materia orgánica, agentes quelantes, cal, etc.) que
permitan mejorar las propiedades del suelo y fomenten la supervivencia y el
crecimiento de las plantas.
En general, se pueden distinguir cinco procesos básicos: de contención
(fitoestabilización o fitoinmovilización) o eliminación (fitoextracción,
fitodegradación, fitovolatilización y rizofiltración)
La fitorrecuperación es un procedimiento que no perturba en gran medida
el suelo o el paisaje, de bajo coste y fácil aplicación, aunque presenta
inconvenientes como que es un proceso lento, está limitado a suelos poco
profundos, en ocasiones las elevadas concentraciones de contaminantes pueden
ser tóxicas para las plantas y requiere una buena gestión de la biomasa resultante
para impedir que los contaminantes entren en la cadena trófica.
A.1.3.5 Compostaje.
El compostaje es un proceso biológico que consiste en estimular la
actividad biodegradadora, aerobia y anaerobia, de microorganismos indígenas
bajo condiciones termofílicas (12º – 18º C) que permita transformar compuestos
orgánicos tóxicos en sustancias inocuas. Para ello, los suelos contaminados son
excavados y mezclados con residuos de animales y vegetales como abonos,
estiércol, paja, trozos de madera, etc., que proporcionan una porosidad óptima y
un balance adecuado de carbono y nitrógeno.
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El calor generado metabólicamente con este proceso es atrapado dentro de
la matriz del compost, lo que da lugar a elevación de la temperatura característica
del compostaje. Una vez se ha realizado la descomposición microbiana, se
produce un efecto de enfriamiento debido al descenso de la actividad microbiana
cuando todo el carbono orgánico presente ha sido utilizado.
La eficacia del proceso se consigue controlando parámetros como el
contenido de oxigeno, humedad y temperatura. Este tratamiento se puede realizar
sobre el terreno, con el material contaminado apilado y aireado con bombas de
vacío, o en reactores.
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���������
������������ ����
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�
1
Análisis de viabilidad del lavado de suelo contaminado
con cenizas de pirita en una antigua instalación industrial
Sierra C. (1)
, Afif E. (2)
, Menéndez-Aguado J.M. (1)
,
Villa R. (1)
, González Coto F. (1)
, Gallego J.R. (1)
(1) Grupo de Biotecnología y Geoquímica Ambiental, Dpto. Explotación y Prospección de Minas. Universidad de Oviedo. C/Gonzalo Gut. Quiros. S/N, 33600-Mieres (Asturias), España. Tfn: +34 985458064, fax: + 34 985458182. [email protected](2) Área de Ingeniería Agroforestal, Universidad de Oviedo.
Abstract
A polluted soil located in a brownfield affected by pyrite ashes showed remarkable trace element concentrations (Hg, Pb, Zn, Cu, Cd, As). In this area, after an exhaustive sampling, an integration of multivariate statistics, geochemical, edaphological, mineralogical and grain-size data was useful to determine the predominant role of the organic matter in the soil (6%) binding heavy metals.
The abovementioned analyses were complemented with a viability study of the soil washing possibilities to reduce the volume of polluted soil. Therefore a factorial design was applied using hydrocycloning (efficient technique usually applied for fractionation, heavy and lightweight contaminant removal). The operational parameters were optimized by means of a mathematical approach (‘attributive analysis’). As a final result, only with a one cycle of hydrocycloning, a concentration factor higher than 2.2 in less than 20% of the original weight was obtained for all the pollutants.
Key words: soil pollution, pyrite ashes, hydrocycloning, soil washing.
Resumen
Sobre un suelo contaminado con contenidos elevados en elementos traza (Hg, Pb, Zn, Cu, Cd, As) causados por la presencia de cenizas de pirita, se ha realizado un análisis estadístico multivariante para determinar asociaciones geoquímicas de los contaminantes con fracciones del suelo, completándose el mismo con datos mineralógicos, edafológicos y granulométricos. Como principal conclusión se tuvo la asociación de la materia orgánica del suelo (6%) con los elementos contaminantes.
Esta información ha permitido realizar un estudio de tratabilidad con fracciones finas (<125 micras) en un banco de hidrociclones. Así, en un ensayo factorial se han optimizado las condiciones para concentrar en una fracción pequeña del suelo la mayor parte de los contaminantes (fundamento del lavado de suelos). La selección se ha realizado con una herramienta matemática denominada análisis atributivo que ha permitido que en menos del 20% del suelo original se consigan factores de concentración superiores a 2.2 para todos los elementos contaminantes.
2
Palabras clave: contaminación de suelos, cenizas de piritas, hidrociclones, lavado de suelos.
1. Introducción
Durante las últimas décadas, el cierre de instalaciones de industria pesada en diversos puntos de la geografía española, ha propiciado la aparición de un elevado número de terrenos baldíos por la elevada contaminación de grandes volúmenes de terreno. Este problema resulta de especial interés cuando el área afectada posee una contaminación multicomponente y se encuentra dentro de una zona urbana o peri urbana (‘brownfield’).
En este contexto una buena alternativa de recuperación, al menos para reducir el volumen de suelo contaminado, son las técnicas de lavado de suelos (Mann, 1998). Se trata de procedimientos para concentrar los contaminantes en una fracción del suelo inicial de volumen reducido lo cual descontamina de facto el resto del suelo (Anderson & Rasor, 1998). Con este fin se usan combinaciones de separación granulométrica, gravimétrica, atrición u otros procesos, con o sin la utilización de aditivos químicos que pueden incluso llevar a la eliminación total de los contaminantes (Dermont y otros, 2008). En el caso de metales pesados, la mayor parte de las aproximaciones se basan en que aquellos tienden a concentrarse en las fracciones más finas del suelo, debido -entre otros fenómenos- a la mayor superficie específica de las partículas arcillosas y de la materia orgánica.
Para diseñar un lavado a escala real, se requiere como primer paso un análisis de viabilidad mediante caracterización de texturas, densidades y comportamiento geoquímico del suelo (Abumaizar y Smith, 1999); en segundo lugar deben realizarse experimentos a escala piloto en equipos similares a los que a escala real se utilizarían en los tratamientos. Este esquema de trabajo se ha aplicado en el estudio que aquí se presenta a un suelo afectado por una importante contaminación producto de la actividad de una fábrica de fertilizantes. Los objetivos principales han sido los siguientes:
• Integración de información granulométrica, edafológica y geoquímica del emplazamiento estudiado para identificar fracciones de suelo a las que se ligan los contaminantes.
• Aplicación de lo anterior a un estudio de separación física mediante hidrociclonado.
• Desarrollo de una formulación teórica para la valoración del éxito obtenido en los ensayos de separación física; aplicación al caso de estudio.
3
2. Materiales y métodos
2.1 Descripción del emplazamiento y muestreo de suelo
El emplazamiento a estudio se encuentra en la zona central de Asturias, región en la que existen un buen número de instalaciones industriales y mineras que se han venido cerrando en las últimas décadas. En la región el clima es Atlántico (europeo) con una precipitación media y evapotranspiración anuales de 1130 y 667 mm respectivamente, temperaturas medias anuales de 13ºC, y un régimen de humedad del suelo de tipo údico (IGME, 2001).
Los suelos objeto de este trabajo proceden de los terrenos circundantes de una antigua fábrica de fertilizantes cuyas instalaciones, tras cesar su actividad en 1997, han sido derribadas parcialmente y se encuentran en un avanzado estado de abandono. La superficie total aproximada del terreno afectado es de 70.000 m2, gran parte del cual corresponde a un relleno de espesor entre 4 y 5 m constituido por cenizas de pirita además de otros escombros de tipo siderúrgico. Las cenizas de pirita, compuestas principalmente por óxidos e hidróxidos de hierro y otros metales, se obtenían como subproducto de la tostación de menas de azufre para la fabricación de ácido sulfúrico, el cual servía para sintetizar sulfato amónico. Las décadas de actividad industrial, el vertido de residuos y las emisiones de los hornos han provocado una huella contaminante en los suelos del área circundante. Sobre estos se ha realizado un doble muestreo: el primero tuvo como objetivo la caracterización del emplazamiento para determinar niveles de contaminación; para el segundo se seleccionó una de las zonas donde se encontró un suelo natural contaminado. En el primer caso la toma de muestras se hizo en 21 puntos aleatoriamente distribuidos en las zonas afectadas, a una profundidad entre 0 y 30 centímetros, con un muestreador ‘auger’ de acero inoxidable con el que se obtenían tres incrementos de 0.5 kg con los que se constituía una muestra compuesta que se envasaba en bolsa de plástico hermética. En el segundo caso se tomó una “macromuestra” de suelo superficial de unos 50 kg. con el ‘auger’ y una pala. En todos los casos el material ‘in situ’ se pasaba por un tamiz de 2 cm para evitar la presencia de rocas y otros restos de gran tamaño.
2.2 Caracterización geoquímica del emplazamiento
Las muestras de suelo se secaron al aire a temperatura ambiente, una vez hecho esto el suelo se desagregaba con un rodillo, se tamizaba desechando la fracción mayor de 4 mm y se cuarteaba mediante un separador de canales para obtener una fracción representativa de unos 20 g, la cual se pasaba a través de un tamiz de 125 micras (las fracciones de interés en geoquímica ambiental, y especialmente en toxicología, son siempre las más finas) (Gallego y otros, 2002). Del pasante se obtenía una submuestra representativa de 1 g que se digería mediante “agua regia” (HCl + HNO3) y se analizaba para medir las concentraciones totales de macro y microelementos metálicos (Ca, Mg, K, Na, Al, Fe, S, Cu, Pb, Zn, Cd, Ni, Mn, As, Sr, Sb, La, Cr y Hg) mediante un espectrómetro de emisión con fuente de plasma de inducción (ICP-OES) en el laboratorio Actlabs int., Ancaster (Ontario, Canadá). Sobre los resultados se efectuó un cálculo de estadísticos descriptivos y un análisis de agrupamiento (“clustering”) para estudiar la asociación geoquímica
4
de elementos mediante el método de Ward que maximiza la variación entre los grupos y la minimiza entre los miembros del mismo grupo (Gallego y otros, 2002); como unidad de medida se utilizó la distancia euclídea al cuadrado. Para obtener estos resultados se trabajó con el paquete estadístico SPSS v12.0.
2.3 Estudio granulométrico, mineralógico y edafológico del suelo
El suelo recogido en ningún caso había sido abonado recientemente. La muestra de 50 kg mencionada anteriormente se tamizó mediante una serie normalizada de tamices Restch en húmedo en ciclos de 100 g, de acuerdo con a la norma ASTM D-422-63, estudiándose únicamente las fracciones mayor y menor de 125 micras (0-125 micras, 125-4000 micras). Submuestras representativas de las dos fracciones citadas se prepararon en lotes que se destinaron a análisis químicos (ambas) y a la alimentación de los ensayos en hidrociclón (finos) Previamente a los análisis mediante ICP-OES (metodología ya descrita) las muestras de tamaño superior a 125 micras se molieron en un molino de anillos (RS 100 Retsch) a 400 rpm por 40 s. Adicionalmente la fracción menor se caracterizó en detalle con un equipo de análisis granulométrico por dispersión láser (Beckman Coulter Inc.).
En cuanto a la caracterización edafológica, sobre una (submuestras) del suelo sin tamizar se medió el pH potenciométricamente en una suspensión suelo:agua 1:2,5; las sales solubles en el mismo extracto suelo:agua 1:5; el carbono orgánico se determinó por ignición; las bases extraíbles (Ca, Mg, K y Na) con ClNH4 1 N y se midieron por absorción atómica (AA200 Perkin Elmer); Al intercambiable con KCl 1M y se midió en espectrofotómetro de emisión (Pansu y Gautheyrou, 2006); y, a continuación, se calculó la capacidad de intercambio catiónico efectiva (bases + aluminio de cambio). Como complemento a este estudio se efectuó un análisis mineralógico por difracción de rayos X.
2.4 Experimentos de separación física
2.4.1. Diseño experimental
Las posibilidades del lavado de suelos son múltiples pero teniendo en consideración su uso en las plantas de tratamiento de suelos (Dermont y otros., 2008), se ha considerado únicamente la utilización de un banco de hidrociclones para la fracción inferior a 125 micras. El equipo empleado ha sido un C700 de Mozley con capacidad para operar hidrociclones de 10 a 40 mm de diámetro. Brevemente, la pulpa de entrada se bombea en el ciclón al que entra tangencialmente, dentro del mismo los gruesos y/o densos salen por la parte baja (punta), mientras que las partículas más finas o ligeras salen por la parte superior (rebose).
La concentración de sólidos de la pulpa de alimentación empleada en nuestros experimentos ha sido constante (20%) mientras que se han combinado en un ensayo factorial tamaños de diámetro de punta y presiones de trabajo diferentes (ver Resultados). En todos los casos, muestras de los flujos de puntas y rebose se recogían en vasos de precipitados, se pesaban y posteriormente se secaban en una estufa a 45 ºC para obtener también el peso seco y efectuar después un análisis
5
químico. Con todos los resultados se construía la tabla de rendimientos y recuperaciones, entendiéndose por rendimiento el porcentaje en peso sobre el total recogido en punta o en rebose del hidrociclón, y por recuperación el porcentaje en peso de un elemento contaminante recogido en punta o en rebose, respecto al valor en la alimentación.
2.4.2 Metodología de análisis de resultados.
Para la interpretación de estos resultados se ha ideado una metodología basada en el análisis atributivo, propuesta ya en otros ámbitos (Ashby, 1993), de modo que se obtiene un índice de mérito que permite clasificar la bondad de los resultados de distintos ensayos. La motivación fundamental para el uso de esta aproximación es que permite seleccionar el ensayo óptimo teniendo en cuenta los resultados alcanzados para diversos contaminantes. El procedimiento seguido es el siguiente: - Se identifica el ensayo con el rendimiento mínimo de todos los realizados: Rmin (%). - Para un elemento dado, por ejemplo el Hg, se han identificado en cada ensayo las condiciones de concentración (recuperación mayor que rendimiento), que obviamente se darán en punta o en rebose del hidrociclón. Entre todos los ensayos realizados habrá uno con una recuperación máxima de Hg, valor que denominaremos RecmaxHg (%). - Idealmente, en un lavado de suelos el objetivo perseguido para un contaminante determinado es concentrarlo en gran cantidad en una fracción pequeña, es decir maximizar su recuperación y minimizar el rendimiento de esa fracción. De este modo, para el Hg se ha definido para cada ensayo ‘i’, el índice de mérito Qi
Hg
según la expresión:
QiHg =
Hg
i
Hg
ic
c
R
R
maxRe
Remin+ (1)
- La expresión (1) puede ser desarrollada para una contaminación multielemental como suma de los Qi para diversos elementos (en nuestro caso se consideraron Hg, As, Cu, Cd, Pb y Zn, en función de los resultados del muestreo de caracterización). Ahora bien, no todos los contaminantes tienen el mismo interés en el proceso de lavado, al no ser iguales las concentraciones en el suelo inicial, ni el objetivo a alcanzar para cada uno de ellos, de este modo definimos el coeficiente A para el Hg como:
AHg = (ppm)VR
)(
Hg
ppmCoHg (2)
Donde CoHg es la concentración en el suelo inicial, y VRHg es el valor de referencia ambiental para el Hg (puede venir definido por estándares fijados por la administración o por el resultado de un análisis de riesgos). Igualmente se definirían otro ‘A’ para el resto de elementos. Estos coeficientes deben corregirse para conocer la importancia relativa de cada elemento en el proceso de lavado, y ponderar así de forma adecuada a los Qi:
6
A’Hg= AHg / (AHg + AAs+ ACu+ ACd+ APb+ AZn) (3)
De (1), (2) y (3) se tendría que el índice de mérito global (QiT) para un ensayo ‘i’
sería:
QiT = Qi
Hg· A’Hg + QiAs· A’As + Qi
Cu· A’Cu + QiCd· A’Cd + Qi
Pb· A’Pb + QiZn· A’Zn
(4)
3. Resultados y discusión
3.1 Caracterización multielemental
En primer lugar (Tabla 1) se presentan los estadísticos descriptivos más representativos obtenidos en los análisis realizados sobre las muestras del trabajo de caracterización inicial.
Tabla 1: Estadísticos descriptivos correspondientes al análisis por ICP-OES de 21 muestras de suelo del emplazamiento estudiado.
Elemento Unidades Mínimo Máximo Media Desv.
típica
Coeficiente
de variación
Ag ppm 0.1 1.20 0.41 0.36 0,88Al % 0.95 2.67 1.77 0.50 0,28As ppm 45.00 181.00 98.90 40.09 0,41B ppm 5.00 17.00 7.85 4.39 0,56Ba ppm 31.00 268.00 135.81 73.64 0,54Bi ppm 1.00 11.00 2.81 3.43 1,22Ca % 1.71 4.26 2.66 0.75 0,28Cd ppm 0.5 3.5 1.57 0.87 0,55Co ppm 7.00 33.00 13.76 6.42 0,47Cr ppm 19.00 436.00 96.33 116.43 1,21Cu ppm 62.00 266.00 121.90 61.91 0,51Fe % 2.35 5.66 3.83 0.92 0,24Hg ppm 3.00 62.00 20.67 16.16 0,78K % 0.13 0.53 0.24 0.11 0,46
Mg % 0.29 0.75 0.37 0.09 0,24Mn ppm 207.00 1100.00 416.14 222.55 0,53Mo ppm 0.5 26.00 5.74 7.16 1,25Na % 0.03 0.07 0.05 0.01 0,20Ni ppm 24.00 130.00 45.00 23.08 0,51Pb ppm 126.00 1130.00 427.14 271.26 0,64S % 0.22 0.79 0.39 0.14 0,36
Sb ppm 5.00 26.00 12.19 6.38 0,52Zn ppm 196.00 1.270.00 417.00 284.04 0,68
La tabla anterior muestra niveles de contaminación significativos de algunos elementos tales como As, Pb, Hg, etc. y distribuciones heterogéneas de los mismos (elevados coeficientes de variación). Por el contrario, los elementos que consideramos “naturales” (Ca, Na, Al) presentan desviaciones mucho menores.
En cuanto al análisis estadístico multivariante, para mostrar resultados del “clustering”, se presenta un dendrograma (Figura 1):
7
Figura 1: Dendrograma que muestra el agrupamiento de los elementos por su afinidad geoquímica y comportamiento en el emplazamiento; se indican los grupos principales (a, b, en función de la distancia estadística entre ellos.
La disposición del dendrograma muestra tres grupos principales de elementos: - Grupo ‘a’: Formado principalmente por elementos calcófilos (Cu, Zn, Sb, Ag,
etc.), len gran medida provenientes de sulfuros de los que se tostaban en la instalación industrial objeto de este estudio y que como residuo (cenizas, escorias) producían principalmente óxidos y también sulfuros aunque estos últimos se han meteorizado rápidamente en las capas superiores del suelo, lo que explica la ausencia del S en este grupo de elementos. Como elemento mayoritario aparecen asociados al hierro lo que redunda en el probable origen (piritas y otros sulfuros). Aparece una cierta correlación con el calcio pero no suficientemente significativa para asociar los contaminantes con carbonatos.
- Grupo ‘b’: Se trataría en realidad de un subgrupo del A formado por otros elementos de entre los contaminantes (Pb, Hg), mezclados con otros minoritarios en las cenizas de pirita.
- Grupo ‘c’: Elementos mayoritarios propios del suelo antes de ser contaminado que denotan un carácter bastante arcilloso (Al, K).
Como conclusión de todo esta parte habría que decir que el suelo a estudio presenta unos niveles de contaminación reseñables aunque no muy elevados, mayoritariamente en forma de óxidos proveniente de la tostación de piritas y otros sulfuros. Los contaminantes no han sido adsorbidos de forma clara ni en arcillas ni en carbonatos y más bien parecen estar asociados a óxidos de Fe y Mn, y a la
b
c
a
8
materia orgánica del suelo (ver más adelante). Por último, de acuerdo a las concentraciones elementales medidas y a su toxicidad potencial se han tomado como referencia para el resto del estudio seis elementos: As, Cd, Cu, Hg, Pb y Zn.
3.2 Caracterización edafológica y mineralógica
A la luz de los resultados del análisis multielemental mostrados en el punto anterior, se trabajó con una muestra de 50 kg correspondiente a una de las zonas de mayor concentración de contaminantes. Sobre submuestras representativas de ésta se midieron un pH de 6.2 ligeramente ácido y altos contenidos de materia orgánica (6%). Por otro lado el suelo presentaba baja conductividad eléctrica (EC = 0.796 dS m-1), lo que indica que estos suelos no tienen problema de salinidad. Bajo contenido en cationes cambiables (7.13; 0.37; 0.32 y 0.59 cmolc kg-1 para el Ca, Mg, K y Na respectivamente) y baja capacidad de intercambio catiónico efectiva (8,42 cmolc kg-1), de acuerdo con los contenidos que presentan normalmente los suelos de pastizales de las zonas húmedas y frías (Afif y Oliveira, 2008).
En cuanto a la mineralogía, se determinó que la fracción arcillosa está dominada por las ilitas (estructura 2:1) y caolinitas (1:1), arcillas ambas muy comunes pero que no destacan por su gran capacidad de retención de metales pesados. En concreto, la superficie específica de ilitas y caolinitas de rango 65-100 m2·g-1 y 10 a 20 m2·g-1 1 respectivamente, y el CEC, dependiendo del pH, desde 10 a 40 cmolc·kg-1y desde 1 a 10 cmolc·kg-1 respectivamente (McBride, 1994; Velde, 1995). La presencia de estos dos tipos de arcilla de baja superficie específica, unida a la gran cantidad de materia orgánica del suelo (6%) sugiere que los contaminantes deben en gran medida estar asociados a la materia orgánica ya que esta posee una capacidad de intercambio superior a la de las arcillas citadas. Por otro lado, de los análisis mineralógicos por difracción de rayos X se deduce la presencia de una cierta proporción de Ferrihidrita - (Fe3+)2O3·½H2O - como representante de los óxidos de hierro. Como consecuencia se refrenda la hipótesis de que la presencia de contaminantes está ligada a la materia orgánica y a geles de óxidos de Fe más que a arcillas.
3.3 Caracterización granulométrica
En la Tabla 2 se sintetizan los resultados del estudio granulométrico realizado, así como las concentraciones elementales de los contaminantes de interés.
Tabla 2: Concentración de elementos en las dos fracciones granulométricas estudiadas (los resultados corresponden a la media de tres determinaciones).
Fracción
granulométrica (micras)
Peso
(% )
Elementos contaminantes (ppm)
As Cd Cu Hg Pb Zn
125 – 4.000 9.5 48 1,0 69 10 181 162< 125 90.5 79 1,4 106 16 359 347
9
Como era esperable las concentraciones son más elevadas en el caso de los finos, por ello y por su mayor importancia desde el punto de vista ambiental y toxicológico se ha realizado el estudio con ellos. En el caso de los gruesos los valores alcanzados son también elevados y sería conveniente realizar algún tipo de tratamiento de separación física fuera del alcance de este trabajo (ver posibilidades en Dermont y otros, 2008). Particularizando entonces para la fracción fina, en la figura 2 se muestra su distribución granulométrica realizada tras análisis por dispersión láser. Destaca la presencia de casi un 40% de materiales por debajo de 10 micras y de más de un 10% de materia arcillosa (menor de 2 micras). Considerando todo lo ya expuesto, la composición de estos materiales ha de ser indudablemente una mezcla de arcillas, materia orgánica y geles de óxidos de Fe.
0,00
10,0 0
20,0 0
30,0 0
40,0 0
50,0 0
60,0 0
70,0 0
80,0 0
90,0 0
100,00
1 10 100 1000
Tama ño (micra s)
Pasante
acum
ula
do (
%)
Figura 2: Curva granulométrica de una muestra representativa de la fracción menor de 125 micras obtenida por dispersión láser.
3.4 Resultados del tratamiento en hidrociclón
Como se mencionó en el apartado 2.4 se ha realizado un ensayo factorial con dos valores de diámetros de punta de hidrociclón (9.5 y 6.4 mm) y tres regímenes de presión (100, 200 y 300 kPa) para lotes representativos de la fracción menor de 125 micras. Con este punto de partida se presenta en la Tabla 3 el cálculo de coeficientes y en la Tabla 4 el análisis atributivo.
Tabla 3: Concentraciones iniciales (Co) de la fracción hidrociclonada (<125 micras) y valores de referencia de las ‘tablas holandesas’ (VR). A partir de ellos se han obtenido los coeficientes de ponderación (AHg, AAs, ACu, ACd, APb, AZn) y los corregidos (A’) según se describió en 2.4.2. Como VR se han tomado los valores más restrictivos de las denominadas “tablas holandesas” (Van Lynden, 1995); como excepción para Hg en lugar de 0,5 ppm se han tomado 2 ppm dado el elevado fondo geoquímico de la zona (Loredo y otros, 1988).
Elemento Co (ppm) VR (ppm) Coeficiente (A) Coeficiente corregido (A’)As 71 20 3,55 0,16Cd 1.3 1 1,30 0,06Cu 104 50 2,08 0,09Hg 14 2 7,00 0,31
10
Pb 359 50 7,18 0,31Zn 358 200 1,79 0,08
Tabla 4: Resumen de los cálculos efectuados mediante análisis atributivo. Para todos los ensayos y elementos, el efecto concentración se produjo en los reboses (fracciones finas).
Nº ensayo (‘i’)
Diám.punta (mm)
P (kPa)
QiAs Q
iCd Q
iCu Q
iHg Q
iPb Q
iZn Q T
1 9.5 100 146,81 153,77 153,77 151,77 153,77 153,77 1,52
2 9.5 200 146,29 156,53 148,93 151,87 153,40 150,08 1,51
3 9.5 300 144,10 147,27 142,38 143,08 148,29 144,37 1,46
4 6.4 100 160,28 158,73 155,21 160,28 157,15 154,19 1,58
5 6.4 200 164,51 162,54 159,61 161,00 162,80 159,54 1,62
6 6.4 300 172,75 174,55 168,49 166,59 172,91 169,42 1,69
De los resultados de la tabla 4 se deduce que la tendencia general es que el incremento de la presión genera una disminución de las recuperaciones por los reboses para ambas puntas, y que el diámetro de 6.4 ha aportado mejores resultados; en global el caso más favorable es el del ensayo nº 6, el cual estudiaremos más detalladamente: En primer lugar (Figura 3), se ha construido la curva de partición del hidrociclón (Svarovsky, 2000) a partir de las curvas granulométricas de punta y rebose del citado ensayo 6 (obtenidas por dispersión láser). Esta curva se utiliza para caracterizar de forma objetiva la eficacia de separación en los clasificadores, así como para determinar algunos parámetros característicos de la separación efectuada, como puede ser el tamaño de corte, denotado como d50. Por otra parte en la Tabla 5 se muestran los resultados analíticos de las muestras obtenidas en punta y rebose.
0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
0,8
0,9
1
1 10 100
Tama ño (micras)
Coef
icie
nte
de
partic
ión
Figura 3: Curva de partición del hidrociclón obtenida en el ensayo nº6 (diámetro de punta 6.4 mm y presión de 300 kPa).
Tabla 5: Concentraciones elementales en el ensayo nº 6. El ‘factor de concentración’ se ha definido como el cociente entre la concentración en el rebose y la alimentación
11
As Cd Cu Hg Pb Zn
Valor de Referencia 20 1 50 2 50 200Alimentación
(inicial del suelo) 71 1.3 104 14 359 358
Punta (81,5% en peso)
48 0,9 72 10 247 249
Rebose (18,5% en peso)
171 3,1 241 32 857 844
Factor de concentración 2.40 2.38 2.32 2.29 2.39 2.36
La curva de partición obtenida permite determinar el tamaño de corte del hidrociclón (definido en términos probabilísticos, es decir, tamaño para el cual una partícula presenta las mismas probabilidades de irse por punta o por rebose), que resulta ser en este caso de 9.5 micras. Además, la curva evidencia la presencia del efecto "fish-hook" (Patil y Rao, 2001) que indica que las partículas finas presentan una probabilidad no esperable de irse hacia la fracción gruesa, y que suele ir ligado a efectos de aglomeración; este efecto podría ser debido a la presencia de materia orgánica que dotase de un cierto carácter hidrófobo a los finos.
Por otro lado, la baja pendiente de la curva indica una baja eficiencia en la separación, lo que no perjudica sin embargo el efecto descontaminante ya que el motivo de que los contaminantes se concentren en la fracción más ligera no es tanto que estén muy concentrados en los finos (que en parte si es así), sino que la influencia de la materia orgánica ha sido crucial en la separación. Efectivamente, los agregados organometálicos (Benedetti, 2006) pueden tener una densidad promedio de 1.4 g/cm3 (aprox. la mitad que la de los componentes minerales del suelo) (Hassink, 1995). Como consecuencia de esto, pese a obtenerse una separación granulométrica deficiente (Figura 3) se consigue efecto concentración por separación densimétrica (Tabla 4) y como consecuencia se recuperan gran parte de los contaminantes en la fracción del rebose (mucho menor en peso). Sucesivos ciclos de relavado, algo habitual en procesos a escala real (Griffiths, 1994), podrían permitir conseguir fracciones limpias por debajo de los valores de referencia, algo que con solo un lavado ya se ha conseguido para el Cd y no está lejos para el resto de los contaminantes
4.- Conclusiones
El suelo objeto del estudio presenta una contaminación multicomponente ligada a las cenizas de pirita. La mayor parte de los contaminantes se encuentra ligada a la materia orgánica del suelo y, secundariamente, a oxi-hidróxidos de Fe, siendo minoritaria la adsorción en arcillas.
De cara a un lavado de suelos, este fenómeno incrementa la separación de los metales por diferencia de densidad y contrasta con la premisa extendida en descontaminación de suelos de que los hidrociclones trabajan en régimen de separación por tamaños: bajo estas condiciones es más apropiado hablar de densidades de corte en lugar de tamaños de corte para los hidrociclones. Por otra parte, el análisis atributivo se ha mostrado una herramienta eficaz para la
12
determinación cuantitativa de la bondad de las separaciones, permitiendo además establecer ponderaciones en función de los diversos elementos a descontaminar. Finalmente cabe indicar que las mejores condiciones ensayadas han permitido que en menos del 20% en peso del suelo original se consigan factores de concentración superiores a 2.2 para todos los elementos contaminantes, motivo por el que un tratamiento a escala real con sucesivos relavados se considera viable.
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1
TEXTURAL DISTRIBUTION OF ARSENIC AND HEAVY METALS
IN SOILS AFFECTED BY ABANDONED MINING WORKS:
CONSEQUENCES FOR SOIL WASHING.
F. González-Coto, C. S ierra, R.Villa, J.M. Menéndez-Aguado, J. R.
Gallego*
Dpto. Explotación y Prospección de Minas.. Universidad de Oviedo. C/Gonzalo Gut.
S/N, 33600-Mieres (Asturias), Spain.*Corresponding author: e-mail:
[email protected] Phone: +34 985458064, Fax: + 34 985458182
ABSTRACT
We introduce an example of a detailed study of soil texture and geochemistry with the aim of designing appropriate soil washing systems. Concretely, we have studied soils affected by the mining works of “Los Rueldos” (Asturias, Spain). After an initial characterization, composite, representative samples were taken and ICP-MS analysis was carried out. Results showed very high concentrations of As, and significant presence of heavy metals such Hg, Pb and Zn specially in silt-clay fractions obtained after wet sieving.
Multivariate statistics revealed a very strong correlation between As-Sb-S-Fe which suggested the association of As with pyrite and ferric oxihydroxides. As consequence of that, soil washing strategies proposed include not only, particle size separation, but also gravity separation in order to take apart sulphur and oxide dense particles from clays and sands.
Key words: soil washing, texture, arsenic.
INTRODUCTION
Abandoned mining areas are usually sources of environmental pollution due to different risks associated to mine drainage, waste disposal, subsidence and other phenomena. Specifically, mercury mining has been a frequent cause of environmental problems, given the presence of Hg and other trace elements abundant in the ores exploited. The Asturian Hg deposits (northern of Spain) were abandoned by the end of the 70s [1], having been lately identified as a source of changes in the geochemical backgrounds [2, 3].
Within trace elements predominating at these sites, Hg and As focus the higher interest because of their toxicity. Hg takes part in a number of complex environmental cycles, and geochemical studies have shown that ionic mercury, once in the environment, can be converted into organomercury compounds which
2
are highly toxic to most organisms. On the other hand, the toxicity of As –specifically As (III) - has created severe environmental alarms throughout the world specially, related with groundwater.
In this context, soil washing is one of the best possibilities to remediate heavy metal pollution [4, 5, 6] including As and Hg polluted sites. It is a process that uses physical and/or chemical techniques to separate contaminants from soil and sediments, concentrate them therefore, into a much smaller volume of residue, which is either recycled or disposed [7]. Soil washing comprise systems for scrubbing soils - ex situ or on-site -, in one of the following two ways: dissolving or suspending them in a wash solution (which implies chemical manipulation); or concentrating into a smaller volume through particle size separation, gravity separation, and attrition scrubbing. Soil washing design requires a detailed study of soil texture and geochemistry; in this research we present an example of this characterization process.
MATERIALS AND METHODS
Site description
Los Rueldos mining works lies in the north-western slope of the valley of Morgao stream, about 2 km north-east of the town of Mieres and 20 km south-east of Oviedo, capital city of Asturias. “Los Rueldos” mine, which was abandoned in 1972, is a pyrite-rich deposit such as those usually mined for chalcophilic metals (Au, Ag, Hg, Cu, Zn, Pb, etc.). The mine included two entrances digged on the hillside, several galleries and a spoil heap. Mercury mining-related activities in this area involve the removal of mercury rich ore and the disposal of vast volumes of gangue minerals with heavy metals and arsenic, which is present in the ore deposit in the forms of arsenopyrite, realgar and, for the most part As-rich pyrite.
Nowadays the mechanical dispersion of the spoil heap materials (the slope of the spoil heap is 38 % average), and the climatic conditions favour the weathering of sulphide rich rocks, promoting vigorous mechanical and chemical dispersions. Furthermore, the oxidation of both, waste and rock-galleries exposed to iron-oxidizing acidophilic bacteria, and the flow of lixiviates have promoted soil pollution in a broad area. In fact, an important enrichment of Pb, Hg, Fe and specially As background levels have been previously described, together with several studies of the associated environmental risks [3].
Soil Sampling
Five bulk samples (>50 kg each one) were taken using stainless-steel hand augers and shovels: two of them belonged to the sediments, accumulated in the acid mine drainage pond located at the site (pH<2). Another two were soil samples taken surrounding the spoil heap, and the fifth one corresponded to raw waste material. They were collected from the tilled depth (0-35 cm) and stored in inert plastic bags.
3
Samples preparation and chemical analysis
All soil samples were oven-dried for 48 hours at a temperature below 50ºC to minimize loss of mercury due to its volatility. After drying, vegetation and other non-soil material (including rocks, gravel, and particles naturally greater than 5 mm) were hand-removed prior to homogenising. Then, samples were thoroughly disaggregated, mixed and sieved through a 4 mm aperture stainless steel sieve. Afterwards, a representative amount of this fraction was ground to reduce grain size below 125 microns, finally, the ground material was homogenised and quartered to provide a representative subsample for chemical analysis.
For chemical analysis, samples of soils were digested with HCl-HNO3-H2O (1:1:1, Aqua Regia) at 95ºC. The digested material was analysed for total concentrations for major and trace elements (Ca, Mg, K, Na, Al, Fe, S, Cu, Pb, Zn, Ni, Mn, As, Sr, Sb, La, Cr and Hg) by Inductively Coupled Plasma – Mass Spectrometry (ICP-MS).
Additionally, given that sample number 4 was considered the most representative one of the five taken; it was carefully wet sieved, in order to characterize soil texture. The relationship texture-geochemistry was also examined by means of multielemental analysis of each fraction.
Multivariate statistics
Cluster Analysis was used to study geochemical association of elements within the different grain-size fractions of sample 4. It was undertaken according to the Ward-algorithmic method that maximizes the variance between groups and minimizes it between members of the same group. To show clustering results, dendrograms were used; groups of elements with similar geochemical behaviour were distinguished using values of the statistical distance between them (squared-Euclidean distance was used).
RESULTS
As explained above, different materials (soil and sediments) can be located in the abandoned mine area; the initial characterization of these group of substrates is indicated in the following table:
Table 1: Concentration of selected elements corresponding to representative subsamples of the five initial bulk samples.
4
Type Sample Major elements (%)
Trace elements of
environmental concern (ppm)
Na K Ca Al Fe Hg As Pb Zn SbSediments
(bottom of mine
water pond)
1 0,03 0,12 0,34 0,39 7,53 19 8950 88 37 27
Sediments
(acid mine
drainage)
2 0,04 0,30 0,03 0,37 6,71 139 20400 1720 36 531
Polluted soil
3 0,03 0,13 0,23 0,67 6,72 7 7800 76 56 18
Polluted
soil 4 0,03 0,11 0,27 0,45 8,33 12 12600 68 44 23
“Soil” within
spoil heap
5 0,03 0,10 0,02 0,74 5,45 92 12900 1300 36 343
As shown in Table 1, arsenic concentrations are really remarkable irrespective of the origin of the samples and their fluctuations seem to be correlated with Sb, whereas other trace elements such as Zn or Pb do not appear to have the same performance.
The detailed analysis of sample 4 is shown in table 2 where enrichment in trace metals can be observed in fine grain-size fractions (especially in fractions below 250 microns), although this is not exactly the same for As (top contents between 250 and 63 microns) than, for instance, for Hg or Pb (maximums found in the fraction below 20 microns). This different behaviour could be linked with the dissimilar mobility of these elements and the variety of weathering phenomena taking place on the abandoned mining area.
Table 2: Textural distribution and concentration of selected elements after wet sieving of particles < 4 mm (maximum values are highlighted).
Particle size
(microns) % over total weight
Chemical analysis of selected elements
Fe
(%)
Hg
(ppm)
As
(ppm)
Pb
(ppm)
Zn
(ppm)
Sb
(ppm)
����������� ���� 5.17 7 6910 24 35 10����������� ����� 6.81 7 8190 29 43 16������ ��� ����� 8.09 9 11100 47 46 20 ������ �� ����� 9.29 9 14100 53 56 26� ������� ����� 10.30 12 16400 81 63 29�������� ����� 9.97 15 15800 129 429 32
������� ���� 9.29 15 14400 110 187 30����� ������ 8.05 23 11600 193 179 27
5
In any case, as expected, is true that larger particles contain, on a weight basis, considerably less contaminant than the smaller ones. However, no fraction presented As concentrations lower than 5.000 mg/kg; concretely the As content in fractions above 1 mm are associated with the origin of the pollution: the chemical but also the physical weathering of the ore rocks (at first sight of the site particles of pyrite and arsenopyrite were observed). This means that the distribution of pollutants, is quite regular irrespective of the soil fractions and therefore, not only controlled by binding of trace elements to clays and organic matter as usually happens. In what respects to the possibility of performing soil washing tests, is positive that the fractions below 63 microns (silt + clay) are approximately 20% of the total weight, although, as it was pointed out above, coarse fractions have also high contents of As.
To complement the information obtained, a multivariate study of the chemical results was carried out. The main conclusions can be summarized in the dendrogram showed in figure 1.
Figure 1: Dendrogram showing clustering of elements associated by their geochemical affinity within the samples. Main groups are indicated.
As shown in the dendrogram, three main groups of elements (one of them subdivided in another two) can be identified:
1
1a
1b
2
3
6
- Group 1: Constituted by chalcophile elements and subdivided in two subgroups. 1a include Cu, Zn and Mn whereas 1b includes As, Fe and Sb. The components of the second subgroup (1b) are clearly correlated with the mineral composition of the ores (see [3]), in which it has been described the presence of As-rich pyrite and arsenopyrite. Additionally, secondary minerals such as goethite, limonite, jarosite, gypsum and others including elements belonging to groups 1 and 2 (see below), can be observed in the local paragenesis of the orebody.
- Group 2: Linked to the group 1, it includes the rest of the main pollutants within the site (Hg and Pb) suggesting the effects of physical weathering of galena and cinnabar, more than chemical weathering that could be linked to arsenic (associated to the chemical oxidation of pyrite minerals [8]).
- Group 3: Statistically is very far from the preceding ones. It is constituted by elements linked to the alteration of the gangue rocks (Al, K, Mg as major components of clay, sands, etc.).
CONCLUSION
Geochemical and mineralogical data from mine waste materials stocked into the spoil heap of Los Rueldos suggest that As-rich iron sulphides are the main contributors for the high arsenic contents found in the mining areas. The instability of stocked toxic metal rich wastes, abandoned in a humid environment and affected by superficial waters, is increased by weathering and microbiological activity.
This combination of physical and chemical weathering controls the distribution of the pollutants, which, from a textural point of view, is quite regular irrespective of the soil fractions (only a moderate enrichment is observed in the fine fractions). Multivariate statistics revealed a very high correlation among As-Sb-S-Fe which suggests the association of As with pyrite and ferric oxihydroxides, all of them considered dense minerals. As consequence of that, soil washing strategies proposed include not only particle size separation but gravity separation in order to take apart sulphur and oxide dense particles from clays and sands.
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7
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1
Estudio geoquímico y mineralúrgico de un suelo contaminado por
As y Hg.
Sierra C., Villa R., González Coto F., Fernández Sandoval, D.,
Menéndez Aguado, J.M., Gallego, J.R.
Grupo de Biotecnología y Geoquímica Ambiental, Dpto. Explotación y Prospección de Minas. Universidad de Oviedo. C/Gonzalo Gut. Quiros. S/N, 33600-Mieres (Asturias), España. Tfn: +34 985458064, fax: + 34 985458182. [email protected]
Abstract
Abandoned mining works usually promote important environmental problems such as soil pollution. In our study a comprehensive description of an As-Hg polluted soil from an ancient mining area is presented. Concretely, after an exhaustive soil sampling, and a subsequent particle-size separation via wet sieving, chemical analysis revealed very high concentrations, privileged in the fine fractions of As (below 125 microns up to 30.000 ppm, mainly adsorbed in clays) and Hg (up to 4.000 ppm, geochemically associated to Fe/Mn oxides). This textural and geochemical data were correlated by means of a multivariate statistical analysis with the geological substrate, and finally complemented with a specific-gravity study.
The integration of all of these data facilitated the design of a pilot-scale flow-chart for a soil washing remediation. Systems incorporating these removal techniques are based on mineral processing, and they may offer good possibilities for polluted areas as described in this work.
Key words: soil pollution, mercury, arsenic, mineral processing, soil washing.
Resumen
Las áreas afectadas por antiguas labores mineras suelen presentar importantes problemas medioambientales como por ejemplo la contaminación de suelos. En nuestro estudio, un suelo contaminado con As y Hg, procedente del antiguo emplazamiento minero de La Soterraña en Asturias se ha estudiado detenidamente. Después de muestreo y tamizado exhaustivo, el análisis químico reveló concentraciones muy altas, principalmente en las fracciones finas (por debajo de 125�m) de As (fijado por adsorción principalmente en arcillas) y de Hg (asociado a los óxidos de Fe/Mn). Estos datos texturales y geoquímicos fueron correlacionados por medio de un análisis estadístico multivariable con el substrato geológico, y finalmente complementados con un estudio de gravedades específicas.
La integración de todo ello facilitó el diseño de un proceso a escala piloto para el posible lavado de este suelo. Las técnicas de lavado de suelos son procedimientos de remediación ex situ que se basan en la tecnología mineralúrgica y que presentan buenas perspectivas de aplicación en zonas como la estudiada en este trabajo.
2
Palabras clave: contaminación del suelo, mercurio, arsénico, mineralurgia, lavado de suelos.
1. Introducción.
Los entornos de minas abandonadas son fuentes de contaminación ambiental debido a diversos riesgos asociados al drenaje de la mina, a la disposición de los residuos, a la subsidencia y a otros fenómenos. Específicamente, la explotación minera del mercurio ha sido una causa frecuente de problemas ambientales, dada la abundancia de Hg y de otros elementos tóxicos como el As en las menas explotadas. El Hg participa en un número de ciclos ambientales complejos, y los estudios geoquímicos han demostrado que el mercurio en forma iónica, una vez en el ambiente, puede formar organometálicos (metilmercurio y otros) mucho más problemáticos para la mayoría de los organismos (Fernández-Martínez y otros., 2006). Por otra parte, la toxicidad del As- específicamente As (III) - ha creado varias alarmas ambientales por todo el mundo, especialmente por casos relacionados con las aguas subterráneas (Loredo y otros., 2005).
En este contexto, el lavado del suelo es una de las posibilidades existentes para la remediación la contaminación por metales pesados (Griffiths, 1994; Mann, 1998; Abumaizar y Smith, 1999). Las técnicas de lavado de suelos son procedimientos para eliminar los contaminantes concentrándolos en un menor volumen mediante separación del tamaño de las partículas, separación gravimétrica, atrición, etc. con o sin la utilización de aditivos químicos. Así, los procesos físicos concentran los contaminantes explotando las diferencias entre partículas del suelo tales como tamaño, densidad, magnetismo, características superficiales hidrofóbicas, etc. (Dermont y otros., 2008). El enfoque general pasa entonces por el uso de las tecnologías mineralúrgicas aplicadas en el procesamiento mineral por lo que se trata con equipos de separación cuyos principios se conocen sobradamente (Anderson y Rasor, 1998).
El lavado del suelo se ha aplicado a una amplia variedad de metales pesados, de radionucleidos, y de contaminantes orgánicos. Por lo tanto, es una de las posibles estrategias de remediación para la combinación de mercurio y arsénico presente en muchos emplazamientos, siendo un estudio previo sobre la viabilidad técnica el objetivo principal de este trabajo. De hecho, antes de diseñar el esquema a escala real, se hace indispensable realizar un estudio a escala piloto y, como primer paso se requiere una caracterización detallada de las texturas, densidades y comportamiento geoquímica de los suelos a descontaminar. En este contexto, uno de los principales problemas para los procesos de separación física es la presencia de desclasificados arcillosos y/o de materia orgánica en las fracciones arenosas, motivo por el que se suelen utilizar dispersantes.
2. Materiales y métodos.
2.1 Descripción del emplazamiento y muestreo.
En Asturias (Noroeste de España) se situaba un importante distrito minero de Hg con diversos depósitos explotados hasta finales de los años 70 (Baldo y otros., 1999). Uno de los principales emplazamientos era conocido como “La Soterraña”
3
lugar donde, junto con la actividad minera, se lavaba mineral y se hacía la metalurgia del Hg.
Propiamente, el yacimiento de La Soterraña está descrito como de tipo hidrotermal de baja temperatura, encajando la mena en una caliza muy fracturada, existiendo una importante dispersión en areniscas y lutitas a techo y a muro. La paragénesis de este depósito mineral está constituida por el cinabrio (HgS), oropimente (As2S3), rejalgar y pararejalgar (AsS), pirita y marcasita enriquecidas en As, y arsenopirita (FeAsS), todo ello junto a una ganga en la que predominan cuarzo y calcita (Loredo y otros., 1988).
En la planta minerometalúrgica se trataba la mena de la Soterraña, pero también otras menas que se transportaban allí desde minas más pequeñas en la región. Todas ellas se trituraban y tostaban para oxidar cinabrio hasta mercurio en estado gaseoso, que a su vez era condensado y después recogido en frascos. Este proceso generaba emisiones gaseosas y particuladas con la consiguiente deposición sobre el terreno, fenómeno que junto a la acumulación de residuos mineros y cenizas de fundición generó una importante afección en las áreas colindantes de alrededor 80.000 m2 (Loredo y otros., 2006). La distribución de los agentes contaminantes en la zona se debe principalmente a la dispersión mecánica del material de la escombrera, junto con la oxidación y la lixiviación de los materiales ricos en As y Hg.
Para lograr una caracterización centrada en el diseño de las pruebas de lavado del suelo, se tomaron tres muestras compuestas del suelo (etiquetadas S1, S2 y S3 de más de 50 kilogramos cada una), a una profundidad entre 0 y 35 centímetros, por medio de un muestrador tipo auger de acero inoxidable y una pala.
2.2 Preparación de muestras y análisis químico.
La vegetación “in situ” y otros materiales que no formaban parte del suelo, incluyendo rocas, fueron eliminados a mano, antes de homogeneizar y de almacenar las muestras dentro de bolsas de plástico inertes. En el laboratorio, cada una de las tres “macromuestras” de 50 kg fue desagregada, mezclada, y tamizada en húmedo exhaustivamente con una criba de acero inoxidable de una abertura de 4 milímetros; el rechazo (tamaños mayores de 4 milímetros) se lavaba minuciosamente para recuperar partículas finas adheridas a las gravas y a los guijarros. Acabado este proceso, de las fracciones menores de 4 mm se tomó una parte representativa de 4 kilogramos mediante cuarteo que se secaba en estufa 48 horas, a una temperatura por debajo de 50ºC para reducir al mínimo la pérdida de mercurio.
A partir de este punto para todos los experimentos las muestras o submuestras de diverso tamaño de grano se obtenían a partir de procesos de homogeneización y cuarteo con separadores de canales. Cuando era necesario, para reducir el tamaño de grano por debajo de 125 �m (requisito para el análisis químico), se empleó un molino vibratorio de discos (RS 100 Retsch) trabajando a 700 RPM durante 40 segundos. Finalmente, el material se cuarteaba de nuevo para obtener una submuestra representativa de 1g que se digería mediante “agua regia” (HCl + HNO3). El material digerido se analizaba para medir las concentraciones totales de elementos mayores y elementos traza (Ca, Mg, K, Na, Al, Fe, S, Cu, Pb, Zn,
4
Cd, Ni, Mn, As, Sr, Sb, La, Cr y Hg) mediante un espectrómetro de emisión con fuente de plasma de inducción (ICP-OES) en el laboratorio Actlabs int., Ancaster (Ontario, Canadá).
2.3 Tamizado en húmedo.
4 kilogramos de cada muestra (S1, S2, S3) se lavaron y tamizaron en ciclos de 100 g para obtener las fracciones <63, 63-125, 125-250, 250-500, 500-1000, 1000-2000 y 2000-4000 micras mediante tamices normalizados, utilizando una tamizadora automática Restch durante 5 minutos con un flujo de agua de 0.3 l./min. Las fracciones se secaban a 50 ºC y se subdivididían para obtener las muestras empleadas en el estudio de gravedades específicas (véase la sección 2.5). Adicionalmente, la distribución granulométrica de las partículas de la fracción limo-arcillosa (<63 micras) se estudió sobre submuestras representativas mediante un analizador de partículas de dispersión láser (Beckman Coulter Inc.).
2.4 Estadística Multivariable. El análisis de agrupamiento (“clustering”) se empleó para estudiar la asociación geoquímica de elementos. El agrupamiento se realizó según el método de Ward que maximiza la variación entre los grupos y la reduce al mínimo entre los miembros del mismo grupo (Gallego y otros., 2002); como unidad de medida se utilizó la distancia euclídea al cuadrado. Para mostrar resultados se obtuvo un dendrograma mediante el paquete estadístico SPSS v12.0.
2.5 Estudio de gravedad específica.
Con las fracciones de tamaños de grano <63, 63-125, 125-250, 250-500 micras se realizó un estudio de gravedad específica con el fin de examinar la relación entre el tamaño de partícula, la densidad y el contenido del contaminante. El separador mineral de laboratorio C800 de Mozley (www.natcogroup.com) fue utilizado para este propósito. Consiste en una bandeja donde cada fracción del suelo a estudiar se agita en condiciones prefijadas por parámetros controlados (velocidad y amplitud de sacudida, flujo de agua de arrastre, tiempo) con el objetivo de separar una fracción pesada y otra ligera. La naturaleza física de la separación está regida por el principio de lámina delgada fluente, al que se añade un movimiento de vaivén con una aceleración asimétrica responsable del avance intermitente de los sólidos sobre el tablero. Es en este movimiento de vaivén, cuando la separación de las partículas deja de estar ya tan marcada por su tamaño (al perder importancia las fuerzas de Stokes), cobrando importancia aquellas debidas a la masa, lo que magnifica la separación densimétrica. Obviamente, el método separa densos y ligeros con mayor precisión cuanto más estrecho es el intervalo granulométrico de la alimentación. Siguiendo estas consideraciones, e intentando adaptar el equipo a estudios de lavado de suelos, se seleccionaron las condiciones de funcionamiento indicadas en la tabla 1.
5
Tabla 1: Combinación de parámetros empleados en el estudio de la gravedad específica realizado con el separador de laboratorio C800 Mozley.
Fracciones
de tamaño
de grano (micras)
Bandeja
(según
recomendación del fabricante)
Velocidad
de
sacudida(rpm)
Amplitud
de
sacudida(milímetro)
Agua
de
lavado(l/min)
Alimentación
(gramos)
Tiempo
(minutos)
< 63 Perfil en `V' 70 2.5 3 50 363-125
125-250 250-500
Plana 90 3.5 3 150 3
�
Por otro lado, con el fin de valorar la presencia de desclasificados del tamizado y su efecto en la obtención de fracciones densas y ligeras, se estudió en detalle la fracción entre 125 y 250 micras. Tres muestras de la misma se trataron del modo indicado arriba, y otras tres tuvieron un pretratamiento consistente en su suspensión en 250 ml de una disolución que contenía 3g de hexametafosfato sódico y 0.5 g de carbonato de sodio anhidro agitándose el conjunto con agitador mecánico por un periodo de 30 minutos a 400 RPM; al finalizar el material se pasaba por el tamiz de 125µm para eliminar las partículas finas desclasificadas que los dispersantes hubieran liberado.
3. Resultados y discusión.
3.1 Estudio inicial de caracterización.
Según lo indicado en la tabla 1, el análisis por ICP-OES mostró concentraciones muy altas de Hg y As, y una presencia mucho más baja de otros metales pesados tales como Pb, resultados en todo caso coherentes con la mineralización tipo de las menas tratadas en La Soterraña. Por otro lado, la alta concentración de Ca, Al y Fe sugiere una matriz de suelo integrada por carbonatos, minerales arcillosos y óxidos de hierro.
Tabla 1: Concentración de los elementos seleccionados que corresponden a los submuestras representativas de las tres macromuestras iniciales.
MuestraElementos mayoritarios (%)
Elementos traza de interés ambiental
(ppm)
Na K Ca Al Fe Hg As Pb Zn Sb
S1 0,077 0,33 2,52 2,86 3,19 805 32500 98 98 211S2 0,049 0,23 5,6 2,08 3,09 1600 17100 49 71 111S3 0,051 0,26 5,9 2,8 2,81 132 6350 28 46 23
En cuanto al análisis granulométrico, los resultados obtenidos para las tres muestras fueron muy similares. En concreto, el análisis textural se resume en la tabla 2.
6
Tabla 2: Textura del suelo basada en determinaciones del tamaño de partícula.
Rango(micras) Tipo Porcentaje
4000/2000 Grava 23,40%2000/63 Arena 37,92%
63/2 Limo 20,50%<2 Arcilla 18,20%
Según lo indicado en la tabla 2, la suma de arcilla y las fracciones del limo está cercana al 40% del peso total, dato relevante dado que la finura de los materiales es uno de los obstáculos principales para obtener rendimientos en el lavado (Anderson y Rasor, 1998). Por otra parte, la distribución de las concentraciones de elementos químicos según fracciones granulométricas se muestra en la tabla 3.
Tabla 3: Contenido total de elementos mayoritarios y elementos traza en fracciones granulométricas (para simplificar, las fracciones se agrupan en tres tramos: “grueso” > 500 micras, “medio” entre 125 y 500, y “fino” por debajo de 125 micras).
Fracción Elementos traza (ppm) El. mayoritarios (%)
Hg As Pb Zn Sb Al Ca Fe
Grueso 738 18700 45 70 111 3,08 3,48 3,79 Medio 1975 26200 66 125 180 2,71 4,07 3,82 Fino 3665 25325 72 144 185 3,30 3,60 4,18
El Hg y los otros elementos traza de la Tabla 3, con la excepción del As, presentaron un comportamiento similar con un contenido mucho mayor en la fracción fina, que en la intermedia y a su vez que en la gruesa. Por el contrario, entre los mayoritarios solamente el Fe demuestra una distribución similar, lo que sugiere que la mayor parte de elementos traza se encuentran asociados a los minerales ricos en hierro originales en el emplazamiento (sulfuros), probablemente en forma de óxidos en la actualidad. Por otra parte, como indicábamos, la distribución del As es más monótona en toda la gama de fracciones granulométricas; algo similar ocurre con Al y Ca. Todas estas cuestiones se pueden clarificar con la ayuda del análisis multivariante.
3.2 Estudio multivariante.
Para obtener correlaciones representativas, todos los resultados de análisis químicos, con independencia de la fracción de muestra original y del tamaño de partícula, fueron incluidos en el estudio estadístico multivariante. El análisis jerárquico de agrupamiento (‘clustering’) presentó un resultado claro: dos grupos principales de elementos (uno de ellos se subdividió en otros tres), que se pueden identificar según lo expuesto en la Figura 1:
7
A
B
C
D
Figura 1: Dendrograma que muestra el análisis de agrupamiento de elementos que se asocian por su afinidad geoquímica entre las muestras. Se indican los grupos principales.
Grupo ABC: Es constituido principalmente por elementos traza calcofílicos (afines al S) y algunos mayores tales como el Fe, Al y K. Se subdivide en tres subgrupos:
- El `A' contiene una asociación fuerte entre As, Sb y Ni, también ligados al Al, Cu y al K. Concretamente, Al y K son componentes principales de los materiales de la arcilla y por lo tanto, se sugiere que el desgaste por la acción atmosférica ha destruido los minerales tipo sulfuro que contenían As (principalmente pirita y arsenopirita ricas en As), que se ha fijado por adsorción a los agregados de arcilla. - El `B' revela la correlación geoquímica entre el Mn, Fe y Hg. Por lo tanto, y dado el alto contenido de materiales ultrafinos en el suelo (véase la figura 1), el comportamiento del Hg parece estar controlado sobre todo por la fijación a geles coloidales de óxidos de Fe y Mn (Benedetti, 2006). - Finalmente el subgrupo “C” incluye la asociación bien conocida de Pb-Zn-Cd originada probablemente en la meteorización de la esfalerita (ZnS, ligeramente enriquecida en Cd) y de la galena (PbS); minerales accesorios en el yacimiento de La Soterraña.
Grupo D: Está constituido por los elementos ligados a la alteración de las rocas de la ganga (por ejemplo el Ca de la caliza). Además, la presencia de S en este grupo parece ligada a los minerales secundarios tales como yeso (CaSO4) y otros que se pueden observar en la paragénesis local de las menas alteradas. De acuerdo con el
8
tratamiento estadístico los elementos incluidos en D “distan” mucho de los del grupo ABC (hay una correlación negativa).
3.3 Estudio de gravedad específica.
En la tabla 4 se presenta una síntesis de los resultados obtenidos en el separador C800 para algunos de los elementos seleccionados.
Tabla 4: Contenido elemental alcanzado en la subfracción densa procedente de las fracciones granulométricas indicadas. La separación entre las fracciones densas y ligeras se obtuvo en el separador C800, en las condiciones especificadas en la tabla 1.
Fracción Tipo% en la fracción densa
Hg As Fe
500 - 250�mArenas medias 50,06 42,17 65,47
250 - 125�mArenas finas
39,33 33,42 55,04125 - 63�m 19,73 14,09 29,72x< 63�m Limo-arcilla 15,65 6,82 14,06
Según la tabla precedente, para tamaños menores de 63 micras se enriquece mucho en Hg y As en la subfracción ligera, lo que implica que la mayor parte de los contaminantes están concentrados en partículas ultrafinas. De hecho, aunque el separador C800 es eficaz para separar partículas de distinta gravedad específica, el tamaño de partícula es por lo menos tan importante como densidad (figura 5) y, en nuestro caso, casi un 20% del suelo está por debajo de 2 micras (véase tabla 2).
Water flowShaking
B
A Sample
1 2Figura 2: Separador C800 Mozley (izquierda). Principio de funcionamiento (derecha); las constantes sacudidas y el flujo del agua generan un doble gradiente de densidad y de tamaño de partícula que promueve la evolución de A al B. Por lo tanto, y generalizando, todas las partículas ligeras pero también las partículas “finas” y densas (2) tienen un comportamiento similar; mientras que solo las partículas densas “grandes” (1) se concentran con eficacia en la bandeja.
9
Por otra parte, aparentemente los materiales de las fracciones arenosas no fueron correctamente lavados en el tamizado en húmedo; como consecuencia había una cantidad significativa de partículas ultrafinas desclasificadas adheridas a las más grandes, generando el alto contenido inesperado de As y Hg en las fracciones mayores de 63 micras. Como ya se mencionó anteriormente para comprobar esta hipótesis se repitieron en varios experimentos medidas con y sin pretratamiento con dispersantes para la fracción entre 125 y 250 micras (Figura 3).
Figura 3: Concentraciones de Al, Fe (izqda) y Hg, As (dcha) medidas en las fracciones densas tras experimentos realizados con el separador C800 con y sin pretratamiento con dispersante. En ambos casos se trata de promedios de tres muestras, indicándose también los valores de las muestras originales.
A la luz de la figura 3 el uso de dispersantes parece claro que no supone una mejora clara en la operación de clasificación (ninguno de los elementos químicos ha variado significativamente su concentración en la fracción densa). Puede afirmarse entonces que, si bien es en las arcillas y materiales más finos donde se encuentran la mayor proporción de los contaminantes, la influencia de los desclasificados producidos por las arcillas en la efectividad de la separación resulta ser menor de lo esperado, lo que sugiere que para la granulometría estudiada los granos no se encuentran aún lo suficientemente subdivididos como para liberar pequeñas partículas contaminantes presentes en su interior: se ha trabajado con una fracción por encima del tamaño de la liberación. Ésta hipótesis es coherente con el hecho de que se trata de un suelo que se ha desarrollado sobre una escombrera, de manera que la presencia de los contaminantes estaría asociada no solo a procesos de adsorción y similares sino también al efecto de partículas ajenas a un suelo y propias del residuo minerometalúrgico allí vertido, partículas cuya rango de variación en contenido contaminante es grande pero que no presentan una diferencia de densidad relativa entre ellas significativa.
3.4 Diseño del lavado del suelo.
Como ya se mencionó en la introducción, el objetivo final de este trabajo era la selección del equipamiento apropiado para diseñar un esquema de lavado para el suelo contaminado de La Soterraña”. En este sentido las posibilidades son múltiples (Dermont y otros., 2008). Así, una vez analizados los datos geoquímicos texturales y gravimétricos, parece conveniente definir las siguientes etapas del lavado para un estudio experimental:
0 ,00
0 ,50
1 ,00
1 ,50
2 ,00
2 ,50
3 ,00
3 ,50
4 ,00
4 ,50
Mue stras orig inal es Fracción dens a con
d ispe rsante
Fracci ón densa si n
disp ersante
Co
nc
en
tra
ció
n (
%)
Al
Fe
0
5000
10000
15000
20000
25000
30000
Mues tras
originales
Fracc ión densa
con dispersante
Fracción densa sin
d ispers ante
Co
nc
en
tra
ció
n (
pp
m)
Hg
As
10
- La fracción del tamaño de menos de 125 micras se podría procesar con hidrociclones (Williford y Bricka, 2000), debido a la alta concentración de elementos contaminantes en limos y arcillas. Un procedimiento factorial se debería realizar para definir parámetros tales como diámetros del ciclón, punta y rebose, así como la concentración de sólidos en la pulpa de alimentación y la presión en punta del hidrociclón.- Para la fracción entre 125 y 500 micras, el separador multigravimétrico (MGS, Mozley) se ha aplicado con éxito en algunas pruebas de lavado de suelos (Bergeron, 2005). Este equipo desarrolla una combinación entre separación por gravedad y por tamaño, con alta eficacia operacional. Se basa en el aumento de las características relacionadas con la densidad de partícula bajo efecto de una fuerza centrífuga. No obstante, los resultados del estudio de gravedad específica no parecen recomendar el uso de una separación densimétrica por lo que un banco de hidrociclonado podría ser también una opción no desdeñable. - Los intervalos de tamaño por encima de 500 micras serían separados por tamizado mecánico (por ejemplo en un trommel). La fracción gruesa sería lavada con separadores convencionales: mesas de sacudidas o espirales serían probablemente los equipos apropiados.
4. Conclusiones.
El Hg y el As son elementos traza contaminantes de gran interés en áreas afectadas por trabajos antiguos de explotación minera y metalúrgica. Un posible acercamiento a la remediación de estos emplazamientos es el lavado de suelos, particularmente, las técnicas físicas de separación.
Actualmente, los suelos de La Soterraña muestran un contenido muy alto de As y Hg, concentrados principalmente en las fracciones finas. El As se fija por adsorción en partículas de arcilla mientras que el Hg se asocia sobre todo a los óxidos de Fe-Mn; por lo tanto, un tratamiento simultáneo de ambos vía lavado de suelos no es fácil. No obstante, los estudios texturales y de gravedad específica, y el estudio multivariable para precisar las razones del comportamiento geoquímico, han facilitado el diseño de un diagrama de flujo de lavado que será desarrollado en trabajos futuros. Concretamente, el proceso estaría constituido por un tamizado mecánico para las arenas de tamaño mediano, una combinación de atrición y separación multigravimétrica o hidrociclonado para las arenas finas, y finalmente hidrociclonado para las fracciones limosas y arcillosas.
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Please cite this article in press as: C. Sierra, et al., Analysis of soil washing effectiveness to remediate a brownfield polluted with pyrite ashes, J.Hazard. Mater. (2010), doi:10.1016/j.jhazmat.2010.04.075
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Analysis of soil washing effectiveness to remediate a brownfield polluted withpyrite ashes
C. Sierra a, J.R. Gallego a,∗, E. Afifb, J.M. MenéndezAguado a, F. GonzálezCoto a
a Environmental Biotechnology and Geochemistry Group, Dpto. Explotación y Prospección de Minas, Universidad de Oviedo, C/Gonzalo Gut. Quirós S/N, 33600 Mieres (Asturias), Spainb Dpto. Biología de Organismos y Sistemas, Área de Ingeniería Agroforestal, Universidad de Oviedo, C/Gonzalo Gut. Quirós S/N, 33600 Mieres (Asturias), Spain
a r t i c l e i n f o
Article history:Received 26 February 2010Received in revised form 12 April 2010Accepted 15 April 2010Available online xxx
Keywords:Soil pollutionPyrite ashesHydrocycloningSoil washing
a b s t r a c t
Soil in a brownfield contaminated by pyrite ashes showed remarkably high concentrations of severaltoxic elements (Hg, Pb, Zn, Cu, Cd, and As). Initially, we assessed various physical, chemical and mineralogical properties of this soil. The data obtained, and particularly multivariate statistics of geochemicalresults, were useful to establish the predominant role of the soil organic matter fraction (6%) and ironoxyhydroxides in the binding of heavy metals and arsenic. In addition, we studied the viability of soilwashing techniques to reduce the volume of contaminated soil. Therefore, to concentrate most of thecontaminants in a smaller volume of soil, the grainsize fraction below 125 mm was treated by hydrocycloning techniques. The operational parameters were optimized by means of a factorial design, and theresults were evaluated by attributive analysis. This novel approach is practical for the global simultaneous evaluation of washing effectiveness for several contaminants. A concentration factor higher than 2.2was achieved in a separated fraction that contained less than 20% of the initial weight. These good yieldswere obtained for all the contaminants and with only one cycle of hydrocycloning. Hence fullscale soilwashing is a plausible remediation technique for the study site.
© 2010 Elsevier B.V. All rights reserved.
1. Introduction
During recent decades, the closure of heavy industry acrossEurope has left large extensions of contaminated land [1,2]. As aresult of the accumulation of pollutants derived from industrialactivity over many years this land is currently not suitable for use.The recovery of these affected areas, especially when they havemulticomponent contamination and are situated in urban or periurban zones – ‘brownfields’ – is of particular interest to economicand cityplanning authorities [3].
In this context, a suitable remediation technique to reduce theinitial volume of contaminated soil is the soil washing approach[4]. This technique involves concentrating polluting agents in areduced volume fraction of the initial affected soil what generally results in the decontamination of the rest of the soil [5].With this aim, particlesize separation, gravity separation, attritionscrubbing and other processes are used, with or without chemical additives [6]. In the case of heavy metals, most approaches arebased on the isolation of the finest fractions of the soil, due to –among other phenomena – the greater specific surface of argillaceous particles, the organic matter, and the oxyhydroxide gels, all
∗ Corresponding author. Tel.: +34 985458064; fax: +34 985458182.Email address: [email protected] (J.R. Gallego).
of which bind heavy metals and other trace elements [7] Theseeffects are related to the mobility of the metals, which is generallycontrolled by precipitation, diffusion, volatilization and dissolutionof unstable minerals, in addition to other surface complexation processes [8]. Also, bioavailability and toxicity may vary according topH, redox conditions (Eh) and changes in the land use pattern;however, given that soil washing requires excavation, all of theseenvironmental parameters are more controllable than in ‘in situ’treatments.
Most effective soil washing technologies apply physical processes to concentrate contaminants by exploiting differences incharacteristics between the metalbearing particles and soil particles (size, density, magnetism, and hydrophobic surface properties)[6]. The general strategy is based on well known technologies commonly applied in the mineral processing industry to extract thedesired particles from mineral ores [9]. This technology is relatively simple to operate, often inexpensive, and highly versatile asit can be used in mobile plants (onsite treatments) or largescalefacilities (ex situ treatments) [10].
The first step in the design of a fullscale washing treatment isa viability analysis, which involves several laboratory and analytical determinations to examine the main characteristics of the soil[7,11]. In the second step, experiments on a pilotscale can be performed in similar equipment to fullscale ones. Here we appliedthis workplan to soil highly contaminated over many years by
03043894/$ – see front matter © 2010 Elsevier B.V. All rights reserved.
doi:10.1016/j.jhazmat.2010.04.075
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the industrial activity of a fertilizer factory. The main aims of thecurrent study were the following:
• To integrate grainsize distribution data with edaphological, geochemical and mineralogical information of the site in order toidentify the soil fractions in which the contaminants were bound.
• To apply the information reported in the previous step todesign and implement a physical separation study by means ofhydrocycloning, thereby obtaining functional conclusions for theimplementation of fullscale soil washing treatments.
• To develop and apply a theoretical formulation (attributive analysis) for the evaluation and selection of optimal parameters inthe physical separation tests for our study site.
2. Experimental procedures
2.1. Site description and soil sampling
The study site is situated in the central zone of Asturias (Northern Spain), where a number of industrial and mining facilities havebeen closed in recent decades, thus generating several ‘brownfields’. In this area, the climate is Atlantic (European) with an annualaverage precipitation and evapotranspiration of 1,130 and 667 mmrespectively, and an annual average temperature of 13 ◦C. The soilmoisture regime is Udic, with adequate soil moisture for most ofthe growing season except for a onemonth drought in the summer.
The soil samples analyzed were collected from the area surrounding a derelict fertilizer factory. Since its closure in 1997, thisfactory has been partially demolished and it is currently in anadvanced state of abandonment. The total surface of the affectedsite is 70,000 m2, more than half corresponding to landfills between4 and 5 m deep comprised of pyrite ashes in addition to other ironand steeltype debris. The other plots of ground consist of naturalsoils however, these have been polluted as a result of decades offertilizer manufacture, spills of waste and furnace emissions. Concretely, the pyrite ashes, comprising mainly oxides and hydroxidesof iron and other metals, were produced as a byproduct of toastingsulphur ores. These ores were industrially transformed to producesulphuric acid and were subsequently used to manufacture ammonium sulphate fertilizer.
After initial “in situ” determinations and observations (data notshown), we identified several areas of natural soil distributed inthe study site. We then carried out a double sampling campaign onthese soils to perform a multielement characterization to determine contamination. In the first case, samples were collected at21 points randomly located in the natural soil areas, from a depthbetween 0 and 30 cm using a Dutch auger; formerly we ruled outdeeper sampling following information of a previous campaignof exploratory core sampling. Three subsamples of 0.5 kg wereobtained and then mixed to obtain composite samples, which werepackaged in inert plastic bags. In the second case, a “macrosample”of about 50 kg (from one of the ‘hot points’ found in the first sampling, see Section 3) was taken from superficial soil with a shovel.In all the cases, the soil ‘in situ’ was passed through a 2cm meshscreen to remove rocks, gravel and other large material.
2.2. Geochemical characterization
The soil samples taken in the first campaign were dried atroom temperature. The soil was then disaggregated by a rollerand subsequently sieved through a 4mm screen. Materials with agrainsize greater than 4 mm were vigorously washed and rubbedoff to recover fine particles adhered to the gravels and pebbles,which, once cleaned up, were excluded from the study. Given thatfinegrained fractions are the most interesting in environmental
geochemistry, and especially in toxicology (see [12] and referencestherein), grainsize particles below 4 mm were then quartered bymeans of a channel separator to obtain about 20 g of representative fractions, which were passed through a sieve of 125 mm. Forchemical analysis, representative 1g subsamples were leached bymeans of an ‘Aqua regia’ digestion (HCl + HNO3). The digested material was analyzed in duplicate for total concentrations of major andtrace elements (Ca, Mg, K, Na, Al, Fe, S, Cu, Pb, Zn, Cd, Ni, Mn, As, Sr,Sb, La, Cr and Hg) by Inductively Coupled Plasma – Optical Emission Spectroscopy (ICPOES) at the accredited laboratory Actlabsint., Ancaster (Ontario, Canada).
Descriptive statistics and cluster analysis were used to studythe geochemical association of elements in the samples. Concretely, clustering was undertaken following the Wardalgorithmicmethod, which maximizes the variance between groups and minimizes it between members of the same group [13]. To showclustering results, a dendrogram obtained with the statistical software SPSS v15.0 was used [14]. Groups of elements with a similargeochemical behaviour were identified using values of the statistical distance between them (squaredEuclidean distance wasselected).
2.3. Grain, mineralogical and pedology soil study
The 50kg sample was wetsieved in 100g batches by means ofa standardized series of Restch screens, in agreement with the normASTM D42263. Two main fractions (0–125 mm, 125–4000 mm)were obtained and used for ICPOES analyses (see above). Particularly, in order to homogenize conditions for chemical attack,samples with a grainsize higher than 125 mm were ground using avibratory disc mill (RS 100 Retsch) operated at 400 rpm for 40 s toreduce grainsize to below 125 mm. Samples finer than 125 mm didnot require grinding and their grainsize distribution was examined in depth using a Laser Dispersion Particle Analyser (BeckmanInc. Coulter). Finally, several batches of this fine fraction were usedfor the hydrocycloning tests.
Texture was determined by the pipette method after adisaggregating treatment with two dispersants: sodium hexametaphosphate and sodium carbonate [15]. Regarding mineralogicaland pedological characterization, the composition of the silicate clay minerals (<2 mm particlesize fraction) was estimatedby means of a diffractometer (Philips X Pert Pro, incorporatingdatabases of the International Centre for Diffraction Data). The pHwas measured in a suspension of soil and water (1:2.5) in H2O with aglass electrode and the electrical conductivity was measured in thesame extract (diluted 1:5). Organic matter was determined by theignition method (400 ◦C). Exchangeable cations (Ca, Mg, K and Na)extracted with 1 M NH4Cl, and exchangeable aluminium extractedwith 1 M KCl were determined by atomic absorption/emissionspectrophotometry [16] in a AA200 PerkinElmer analyzer; theeffective cation exchange capacity (ECEC) was calculated as the sumof the values of the latter two measurements (sum of exchangeablecations and exchangeable Al).
2.4. Experiments of physical separation
2.4.1. Experimental designThere are several approaches available to study the soil wash
ing of the separated fine fraction (<125 mm). However, taking inconsideration the most habitual equipment at soil remediationplants [6,10], we used a hydrocycloning labscale plant (C700 Mozley) with capacity to operate hydrocyclones from 10 to 50 mm indiameter. In this apparatus, an inflow slurry (feed) is tangentiallypumped inside the cyclone where the centrifugal forces merge withthe thickness and density of the particles. This system determineswhether an individual particle flows through by the apex (under
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flow) or the upper part (overflow) of the hydrocyclone. The lighterand finer particles generally flow through the overflow.
The solid concentration of the feeding slurry used in our experiments was constant (20% per weight) whereas the underflowdiameters and different working pressures were combined in a factorial test (see Section 3). In all cases, after reaching a stationaryregime, samples from the underflow and overflow were taken inborosilicate flasks. They were then weighed and later dried in anoven at low temperature (45 ◦C to minimize loss of Hg and As viavolatilization) to obtain dry weight and representative subsamplesfor ICPOES analyses.
Having completed the multielement analyses, for each test andfor each element we defined recovery as the percentage of the totalelement contained in the overflow or in the underflow with respectto the total concentration in the feed slurry (a recovery of 90% of agiven element in the overflow implies that 90% of the initial concentration was recovered in the overflow and 10% is ‘lost’ in theunderflow). In addition, the ratio of concentration for each test wasdefined as the ratio of the weight of the feed to the weight of theconcentrates in the overflow or in the underflow.
2.4.2. Attributive analysisIdeally, in a soil washing procedure the aim is to concentrate a
given contaminant in a smaller volume of soil than the initial one,i.e., to maximize its recovery and to reduce the ratio of concentration of that fraction. However, here we simultaneously addressedseveral contaminants and therefore required a method to adjustthe selection of recoveries and ratios of concentration in order toachieve good results for a group of contaminants rather than a single one. Therefore, we chose a methodology based on attributiveanalysis [17]. In our case, a merit index was obtained, which facilitates the classification of the quality of the results of the distincttests. This approach offers the advantage that it takes into accountall the results obtained and allows the selection of the optimal test.Considering a number ‘n’ of tests with distinct operational conditions, the procedure was as follows.
First, we defined Ri (%) as the ratio of concentration in the test ‘i’. Inthe ‘n’ tests performed, i.e., within the Ri, the test with the minimum ratio of concentration was identified and this parameterwas labelled Rmin (%).
For a given element, e.g. Hg, conditions for concentration (i.e.,recovery greater than ratio of concentration) were identified ineach test. These conditions can occur in the overflow or in theunderflow. For both cases, we labelled each recovery as Reci
Hg(recovery of Hg in test ‘i’). One test showed maximum recoveryof Hg and this value was labelled RecmaxHg (%).
Taking into account the set of values and parameters defined, theindex of merit Q i
Hg for Hg was defined for each test ‘i’ followingthe expression:
Q iHg =
Rmin
Ri+
ReciHg
RecmaxHg(1)
The expression (1) can be generalized for multielement contamination as the sum of Qi for diverse elements (in this particularcase we considered Hg, As, Cu, Cd, Pb and Zn, based on the resultsof the sampling characterization). However, all the polluting agentsdo not have the same relevance in the washing process as they arenot present in equal concentrations in the initial soil, nor the objective to achieve for each one of them in the remediation project is thesame. Thus, we defined a weighting factor ‘A’ for each contaminant,e.g. Hg:
AHg =CoHg(ppm)RVHg(ppm)
(2)
where CoHg it is the concentration in the initial soil, and RVHg is thevalue of environmental reference for Hg (it can be defined by cleanup standards, or geochemical backgrounds, or as a result taken fromrisk management). A weighting factor for each of the remainingelements can be defined in a similar way. Furthermore, these coefficients must be corrected to reflect the relative importance of eachelement in the washing process. Therefore, in our case, for Hg thecorrected weighting factor A′ was defined as follows:
A′
Hg =AHg
AHg + AAs + ACu + ACd + APb + AZn(3)
From (1)–(3) and the homologue equations for As, Cu, Cd, Pb andZn, we obtained the index of global merit (Q i
T), for test ‘i’:
Q iT = Q i
Hg · A′
Hg + Q iAs · A′
As + Q iCu · A′
Cu + Q iCd · A′
Cd + Q iPb · A′
Pb
+Q iZn · A′
Zn (4)
3. Results and discussion
3.1. Multielemental characterization
Raw data of the multielement analyses of the samples takenin the initial sampling campaign were processed with SPSS v15.0.Table 1 shows the most representative statistical descriptorsobtained. These data indicate significant contamination of severalelements, such as As, Pb and Hg. The heterogeneous distributions ofthese elements (elevated coefficient of variation) probably followa lognormal distribution typical of polluted areas [13]. In contrast,the descriptive measures for elements usually considered “natural”(Ca and Na) indicate a normal distribution [18].
Regarding the multivariant statistical analysis, a dendrogramwas introduced to show results of “clustering” (Fig. 1). The dendrogram shows three main groups of elements:
Group ‘a’: formed mainly by chalcophillic elements (Cu, Zn, Sb,Ag, etc.), probably associated with the sulphides toasted in thefactory. The result of the furnace emissions, including wastedumping and inappropriate storage practices for sulphides andoxidized residues (pyrite ashes, etc.), affected natural soils. Inaddition, this group of pollutants was concerned by rapid weathering in the superior horizons of the soil, which also explainsthe absence of S in this group of elements. Remarkably, Fe wasthe only major element included in this group which resultsredundant in the probable origin of all of these elements (Ferichminerals as pyrites and maybe other sulphides). It also appears aweak correlation with Ca suggesting also a certain association ofthe contaminants with carbonates (the content of Ca is high, asshown in Table 1).
Group ‘b’: could be considered a subgroup of the group ‘a’, formedby other pollutant elements, such as Pb and Hg, mixed with otherminority ones in pyrite ashes. S is included in this group andpresented a good correlation with Hg. This observation may beattributed to the lower susceptibility of cinnabar (HgS) to weathering than other metallic sulphides [19].
Group ‘c’: regarding with the statistical treatment is distant fromthe preceding ones. Most of the elements included in this groupare probably related to the geochemical background of the naturalsoil before its contamination. It comprises mainly clay aggregates,including major elements such as Al and K.
We conclude that the soil presents evident although not elevatedlevels of contamination. The pollutants involved are mainly in theform of oxides as a result of the industrial processing of pyritesand other sulphides. There is no clear evidence of adsorption of
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Table 1
Statistical descriptive corresponding to the ICPOES analysis of 21 soil samples taken in the study site.
Element Unit Minimum Maximum Average Std. deviation Coefficient of variation
Ag ppm 0.1 1.20 0.41 0.36 0.88Al % 0.95 2.67 1.77 0.50 0.28As ppm 45.00 181.00 98.90 40.09 0.41B ppm 5.00 17.00 7.85 4.39 0.56Ba ppm 31.00 268.00 135.81 73.64 0.54Bi ppm 1.00 11.00 2.81 3.43 1.22Ca % 1.71 4.26 2.66 0.75 0.28Cd ppm 0.5 3.5 1.57 0.87 0.55Co ppm 7.00 33.00 13.76 6.42 0.47Cr ppm 19.00 436.00 96.33 116.43 1.21Cu ppm 62.00 266.00 121.90 61.91 0.51Fe % 2.35 5.66 3.83 0.92 0.24Hg ppm 3.00 62.00 20.67 16.16 0.78K % 0.13 0.53 0.24 0.11 0.46Mg % 0.29 0.75 0.37 0.09 0.24Mn ppm 207.00 1100.00 416.14 222.55 0.53Mo ppm 0.5 26.00 5.74 7.16 1.25Na % 0.03 0.07 0.05 0.01 0.20Ni ppm 24.00 130.00 45.00 23.08 0.51Pb ppm 126.00 1130.00 427.14 271.26 0.64S % 0.22 0.79 0.39 0.14 0.36Sb ppm 5.00 26.00 12.19 6.38 0.52Zn ppm 196.00 1.270.00 417.00 284.04 0.68
the contaminants in clays or carbonates. Rather these contaminants are associated with Mn and Fe oxides and with the soilorganic matter (see below). Finally, on the basis of the elementaryconcentrations and their potential toxicity, we took six elementsas references for the rest of the study: As, Cd, Cu, Hg, Pb andZn.
3.2. Pedologic and mineralogic characterization
A subsequent study was carried out with a 50kg sample ofsoil from one of the zones most affected by contaminants. Therepresentative subsamples of this area showed neutral pH (6.6),high organic matter content in the upper horizon (6%), low electri
Fig. 1. Dendrogram showing the clustering of elements associated by their geochemical affinity within the samples. Main groups are indicated based on the statisticaldistance between them.
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Table 2
Concentration of elements in the two grainsize fractions (the results correspond tothe average of three determinations with standard error < 5%).
Grainsize (mm) Weight (%) Trace elements of concern (ppm)
As Cd Cu Hg Pb Zn
+125 to 4.000 9.5 48 1.0 69 10 181 162−125 90.5 79 1.4 106 16 359 347
cal conductivity (EC = 0.196 dS m−1), low contents of exchangeablebase cations (7.13; 0.37; 0.32 and 0.59 cmolc kg−1 for Ca, Mg, K andNa respectively), and low ECEC (8.42 cmolc kg−1). These featuresare consistent with the properties displayed by neutral soils in coldhumid areas.
We classified the soil as a silt loam on the basis that theparticlesize distribution revealed a high percentage of silt fractions (77%). In contrast, the clay fractions (13%) were dominatedby illites (2:1 clay mineralogy) and kaolinites (1:1 clay mineralogy). The specific surface area of illites and kaolinites range from65 to 100 m2 g−1 (including the interlayer surface) and from 10to 20 m2 g−1 respectively, and the cation exchange capacity (CEC),depending on soil pH, range from 10 to 40 cmolc kg−1 and from1 to 10 cmolc kg−1 respectively [20]. The structures of these twoclays have been extensively described [21]. Furthermore, mineralogical analyses by Xray diffraction revealed the presence of aconsiderable proportion of ferrihydrite – (Fe2O3·0.5H2O) – as representative of amorphous iron oxyhydroxides. With its high surfacearea per volume, Ferrihydrite is a highly reactive mineral and isknown to be a precursor of crystalline minerals, such as hematiteand goethite [22]. Ferrihydrite interacts, either by surface adsorption or by coprecipitation, with a number of chemical species withenvironmental relevance, including As and heavy metals like Pb andHg [23].
The presence of two types of low specific surface clays, togetherwith the large amount of organic matter in the soil (6%), and theabundance of Ferrihydrite indicates that the contaminants in thestudy site are, to a great extent, bound to the organic matter, Fe oxyhydroxides, and secondarily carbonates [24]. This finding verifiesthe results of the multivariate analysis.
3.3. Grainsize characterization
Table 2 summarizes the result of the grainsize study for the twomain fractions obtained, as well as the contaminants of interestand the concentrations of elements found. As expected, concentrations were greater in the finer fraction (−125 mm). However, inthe case of coarse particles (+125 mm), concentrations of contaminants were also elevated. This observation indicates that it mightbe pertinent to undertake a physical separation treatment, whichis beyond the scope of the present study (see possibilities such asMGS – multigravity separators – in [11,25]).
We applied laser dispersion to focus on particle distribution inthe fine fraction. Almost 40% of the material was below 10 mm andmore than 10% comprised argillaceous matter (smaller than 2 mm)(Fig. 2). These findings are consistent with the previous results onsoil texture reported in Section 3.2. Given the composition of thefinest materials, we propose that it is formed by a mixture of clays,organic matter and Fe oxide gels.
3.4. Hydrocycloning experiments
We completed a factorial test combining two apex diametersof the hydrocyclone (9.5 and 6.4 mm) and three levels of pressure(100, 200 and 300 kPa) for representative batches of the fraction ofgrainsize below 125 mm. With this starting point, the calculationof weighting factors is presented in Table 3. In Table 4 the results
Fig. 2. Particlesize distribution obtained by laser dispersion corresponding to arepresentative sample of the fraction below 125 mm.
of the attributive analysis are shown according the definitions andparameters previously described in Section 2.4.2.
It can be concluded that higher pressures are favourable onlywith the smaller apex diameter, i.e., there is no related generaltendency with an increase in pressure. Overall, the best QT wasobtained in test no. 6. We therefore studied the underflow and overflow samples of this test in further detail. First (Fig. 3), we performeda partition curve for hydrocyclones [28] from the particlesize distribution of both the underflow and overflow after laser dispersionof samples taken in stationary regime. This curve was used to evaluate the effectiveness of hydrocycloning, as well as to determinesome characteristic parameters of the separation, such as the cutpoint (denoted d50) defined as the size for which 50% of the particlesin the feed report to the underflow, i.e., particles of this size havean equal chance of going either with the overflow or underflow.
In our case the cut point was 9.5 mm. In addition, the curvedemonstrates the presence of a “fishhook” effect [29], therebyindicating that fine particles are not likely to move towards theheavy fraction, which is usually bound to the object of agglomeration. This effect could be due to the presence of organic matter thatgave hydrophobic characteristics to the fine particles. Furthermore,the low slope of the curve indicates low efficiency in the separation;however, this efficiency did not impair decontamination (Table 5).Consequently, in spite of obtaining a deficient grainsize separation,the classification obtained appeared to be related to specificgravityeffects. Therefore a large amount of the contaminants was recovered in the overflow fraction, which was smaller in weight thanthe underflow. In fact, given that organometallic aggregates [30]can reach an average density of 1.4 g/cm3 (approximately half ofthe mineral components of the soil), the influence of the organicmatter is crucial in the separation [31].
Successive cycles of soil washing, commonly applied in fullscaleprocesses [32], are effective in reducing metal contamination in sig
Table 3
Data required for attributive analysis of hydrocycloning tests: initial concentrations(Co) of the soil fraction below 125 mm, reference values used as cleanup targets(RV); the weighting factors (A) and the corrected ones (A′) obtained as described inSection 2.4.2. RV parameters were selected following an international standard [1].Given the high Hg geochemical background in this area [26,27], the only exceptionwas Hg, for which 2 ppm was taken instead of 0.5 ppm.
Element Co (ppm) RV (ppm) Weighting factor (A) Corrected weightingfactor (A′)
As 71 20 3.55 0.16Cd 1.3 1 1.30 0.06Cu 104 50 2.08 0.09Hg 14 2 7.00 0.31Pb 359 50 7.18 0.31Zn 358 200 1.79 0.08
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Table 4
Summary of the calculations conducted by means of attributive analysis. For all the tests and elements, the concentration effect occurred in the overflows in which acombination of fine and light fractions accumulated. The optimal conditions were found in test no. 6.
Test number (‘i’) Apex diameter (mm) P (kPa) Q iAs Q i
CdQ i
Cu Q iHg Q i
PbQ i
Zn Q iT
1 9.5 100 146.81 153.77 153.77 151.77 153.77 153.77 1.412 9.5 200 146.29 156.53 148.93 151.87 153.40 150.08 1.413 9.5 300 144.10 147.27 142.38 143.08 148.29 144.37 1.354 6.4 100 160.28 158.73 155.21 160.28 157.15 154.19 1.485 6.4 200 164.51 162.54 159.61 161.00 162.80 159.54 1.516 6.4 300 172.75 174.55 168.49 166.59 172.91 169.42 1.58
Fig. 3. Hydrocyclone partition curve obtained in test no. 6 (diameter of end 6.4 mmand 300 kPa pressure). This curve plots at each grainsize the corresponding partitioncoefficient, which represents the fraction of total particles of a given size whichreports to the underflow.
Table 5
Element concentrations in test no. 6 (results are average of three determinations).‘Concentration factor’ was defined as the quotient between the concentration in theoverflow and the feed.
Trace elements of concern (ppm)
As Cd Cu Hg Pb Zn
Reference value (RV) 20 1 50 2 50 200Feed (original soil) 71 1.3 104 14 359 358Underflow (81.5% weight) 48 0.9 72 10 247 249Overflow (18.5% weight) 171 3.1 241 32 857 844Concentration factor 2.40 2.38 2.32 2.29 2.39 2.36
nificant fractions to acceptable levels (below the reference values).Our results support this finding, as one cycle of washing achievednotable concentration factor, as previously shown in Table 5.
4. Conclusions
The pyrite ash, a byproduct of the sulphuric acid productionprocess during the roasting of pyrite ores, has contributed to introducing toxic elements, such as As, Pb, Cd, Ni, Cu and Hg, into thenatural soils in the study site. The soil presented marked multicomponent contamination. Most of the contaminants were boundto the soil organic matter and secondarily to Fe oxyhydroxides,while processes such as clay adsorption made a minor contribution.
Here we applied hydrocycloning, a physical washing procedure,to clean the fine fractions of a soil contaminated with heavy metals. Instead of the extended premise of hydrocyclones achievingseparation by sizes, the separation of the contaminants by specificgravity effects was favoured. Therefore, under these conditions,it is more appropriate to refer to cut densities rather than cutoff sizes for hydrocycloning. Furthermore, we have demonstratedattributive analysis to be an effective tool for the quantitativedetermination of the quality of separations, and also to establishweighting factors based on the diverse elements to be removed.
Finally, optimum conditions allowed us to obtain concentrationfactors higher than 2.2 for all the contaminants in less than 20%of the weight of the original soil. This achievement implies thatfullscale treatment with successive rewashing cycles is viable. Thistreatment should be considered in soil remediation programmes.
Acknowledgement
This research was funded by the CDTI (‘Centro para el DesarrolloTecnológico e Industrial’) from the Spanish Council for Industrywithin the research programme named “CLEAM CENIT”.
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