APLICACION DE TECNOLOGIAS MINERALURGICAS A LA …

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.1.2.2. 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.1.3.2. 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


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.


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


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


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.


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


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).


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


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)


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


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


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


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.


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




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









SI

NO

SI

NO

Figura II.2. Secuencia del proceso administrativo completo.


17�

PROYECTO DE DESCONTAMINACIÓN


VERIFICACIÓN DE RESULTADOS

¿Riesgo residualaceptable?

DECLARACIÓN DE SUELO DESCONTAMINADO

SI

NO

REGISTRO DE LA PROPIEDAD

INVENTARIO DE SUELOS CONTAMINADOS

PROYECTO DE DESCONTAMINACIÓN


VERIFICACIÓN DE RESULTADOS



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.


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


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.


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.


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).


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.


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.


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.


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.


26�

Tabla II.1 Resumen tecnologías usadas en separación física. (Dermont et al., 2007)


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


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.


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


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.


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.


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


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).


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.).


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.


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.


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


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).


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


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.


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.


42�

Tabla II.2 Resumen tecnologías combinadas de algunos procesos industriales. (Dermont et al.,

2007)


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


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


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.


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.)


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.


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


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.


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.


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)


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).


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


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.


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


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


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


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


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


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.


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.


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.


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


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.


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


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


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


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.


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.


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.


72

Fotografías III.5 Proceso de toma de muestras (Fotografías del autor)


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


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.


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.


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.


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


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.


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).


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.).


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.


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)


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:


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


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


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:


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).


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)


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.


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


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


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.


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.


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.


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:


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.


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


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


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)


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.


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


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.


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.


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


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.


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


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


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:


108


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.


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


109

los 20.125 kg. La distribución final utilizada, por tanto, es la que se muestra a

continuación.


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


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


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.


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.


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


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:


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,


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,


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.


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.


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 %


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

-×

-×=

××


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.


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.


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,


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:


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:


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.


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:


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.


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.


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.


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)


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


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.


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.


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:


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)


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


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).


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


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


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)


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.


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


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.


145

Figura III.21 Alzado y perfil del equipo MGS según fabricante.


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).


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.


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.


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

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.


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.


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).


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.


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:


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


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


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:


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.


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.


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.


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.


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.


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.


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).


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.


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


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


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.


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.


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


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.


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


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:


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


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.


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


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.2.1.1 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)


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.


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


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.


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).


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.


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


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.


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


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,


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.


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 %.


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:




Gbp: 0.8646 gr./rev


191


carga fresca al rechazo para reconstituir la carga inicial de sólidos alimentada al

molino.

Tercer ciclo de molienda.












Gbp: 0.9719 gr./rev



molino.

Cuarto ciclo de molienda.





192









Gbp: 0.9028 gr./rev



molino.

Quinto ciclo de molienda.




finos menos los finos añadidos y el valor Gbp del paso anterior, resultando en este

caso:




Finos producidos: 307.1gr.



Gbp: 0.8517 gr./rev


193



molino.

Sexto ciclo de molienda.




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






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:


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:


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



Tamaño Pasante ac.


3500 100.00% 1114.22000 50.63% F80


ALIMENTACIÓN





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






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



Tamaño Pasante ac.


3500 100.00% 1053.92000 40.41% F80


ALIMENTACIÓN





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.






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.


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.3.1.1 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


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:


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


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,


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.


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.


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).


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).


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).


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.


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.


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.


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


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


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.


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.


221

Analysis of soil washing effectiveness to remediate a brownfield

polluted withpyrite ashes.



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.


222

Textural distribution of arsenic and heavy metals in soils affected by

abandoned mining works.



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.


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


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.

�

�Capítulo�VII�

Referencias�bibliográficas�

Referencias bibliográficas

226

Abumaizar J., Smith H. 1999. Heavy metal contaminants removal by soil

washing. Journal of Hazardous Materials 70, 71-86

Abumaizar J., Smith H. 1999. Heavy metal contaminants removal by soil

washing. Journal of Hazardous Materials B70, 71-86

Anderson R., Rasor E. 1998. Particle size separation via soil washing to obtain

volumen reduction. Journal of Hazardous Materials 66, 89-98

Anderson R., Rasor E. 1998. Particle size separation via soil washing to obtain

volumen reduction. Journal of Ashby. Materials Selection in Mechanical Design,

Pergamon Press, Oxford, 66-69

Benedetti M.F. 2006. Metal ion binding to colloids, from database to field

systems. Journal of Geochemical Exploration 88, 81-85

Bouchard S., 2001. Traitement du minerai. Flottation.-Methodes physiques, Les

editions Le Griffon d�argile, Montreal, Canada.

Cauwenberg P., Verdonckt F., Maes A., 1998. Flotation as a remediation

technique for heavily polluted dredged material. Characterisation of floated

fractions, Sci. Total Environ. 209, 121�131

Cheah E., Reible D. 1998. Simulation of soil washing with surfactants. Journal of

Hazardous Materials 59, 107-122

Contaminated Land Rehabilitation Network for Environmental Technologies

(CLARINET), 2002. Remediation of Contaminated Land Technology

Implementation in Europe, Working Group �Remediation Technologies�,

Environment and Climate Program of the European Commission and Austrian

Federal Environment Agency, Austria.


227

Dermont G., Bergeron M., Mercier G., Richer-Laflèche M. 2007. Soil washing for

metal removal: A review of physical/chemical technologies and field applications.

Journal of Hazardous Materials 152, 1�31

Ehsan S., Prasher S.O., Marshall W.D. 2006. A washing procedure to mobilize

mixed contaminants from soil. II. Heavy metals, J. Environ. Qual. 35, 2084�2091

Environmental Protection Agency (EPA) 540-B02-001. 2001. Rutas a tecnologías

para la investigación y limpieza de terrenos contaminados.

Environmental Protection Agency (EPA) 540-R95-512. 1995. Contaminants and

remedial options at selected metal contaminated soils.

Federal Remediation Technologies Roundtable (FRTR), March 2007.

Remediation Technologies Screening Matrix and Reference Guides, Version 4.0,

http://www.frtr.gov/matrix2/top page.html.

Fernandez R., Loredo J. 2005. Physicochemical characterization and mercury

speciation of particle size soil fractions from an abandoned mining area in

Asturias. Environmental Pollution 142, 217-226

Gallego J.R., Ordóñez, A., Loredo, J. 2002. Investigation of trace element sources

from an industrialized area (Avilés, northern Spain) using multivariate statistical

methods. Environment International 27, 589-596

Gilbert S.R., Weyand T.E. 1990. Nonmetallic abrasive blasting material recovery

process including an electrostatic separation step, U.S. Patent 4,943,368.

Gosselin A., Blackburn D., Bergeron M. 1999. Assessment Protocol of the

Applicability of Ore-Processing Technology to Treat Contaminated Soils,

Sediments and Sludges, prepared for Eco-Technology Innovation Section

Technology Development and Demonstration Program, Environment Canada.


228

Griffiths R. 1994. Soil washing technology and practice. Journal of Hazardous

Materials 40, 175-189

Hassink J. 1995. Decomposition Rate Constants of Size and Density Fractions of

Soil Organic Matter. Soil Sci. Soc. Am. J. 59, 1631-1635.

Honders A., Maas Th., Gadella J.M. downloaded on February, 2005. Ex-situ

treatment of contaminated soil�the Dutch Experience, Service Center Ground

(SCG), The Netherlands, http://www.scg.nl/SCG/files/treatment.pdf.

IGME, 2001. Mapa Geológico de España, Asturias. Serie Técnica (E: 1/50.000).

Ministerio de Industria, Madrid.

Interstate Technology and Regulatory Council (ITRC), 1997. Fixed Facilities For

Soil Washing A Regulatory Analysis, Metals in Soils Work Team, Washington,

DC.

Interstate Technology and Regulatory Council (ITRC), 1997. Technical and

Regulatory Guidelines for Soil Washing, Metals in Soils Work Team,

Washington, DC.

Isoyama M., Wada S.I. 2007. Remediation of Pb-contaminated soils bywashing

with hydrochloric acid and subsequent immobilization with calcite and allophanic

soil, J. Hazard. Mater. 143, 636�642

K. Ljung, O. Selinus. 2006. Metal and As distribution in soil particle sizes

relevant to soil ingestion by children. Applied Geochemistry 21, 1613-1624

Ko I., Chang Y. 2005. Assessment of pilot scale acid washing of soil

contaminated with As, Zn and Ni using the BCR three step sequential extraction.

Journal of Hazardous Materials 127, 1-13

Kulhman M., Greenfield T. 1999. Simplified soil washing processes for a variety

of soils. Journal of Hazardous Materials 66, 31-45


229

Kuo S., Lai M.S., Lin C.W. 2006. Influence of solution acidity and CaCl2

concentration on the removal of heavy metals from metal-contaminated rice soils,

Environ. Pollut. 144, 918�925

Lahoda E.J, Grant D.C. 1993. Method and apparatus for cleaning contaminated

particulate material, U.S. Patent 5,268,128

Lim T.T., Chui P.C., Goh K.H. 2005. Process evaluation for optimization of

EDTA use and recovery for heavy metal removal from a contaminated soil,

Chemosphere 58, 1031�1040

Lim T.T., Tay J.H., Wang J.Y. 2004. Chelating-agent-enhanced heavy metal

extraction from a contaminated acidic soil, J. Environ. Eng. 130, 59�66

Lin H.K., Man X.D., Walsh D.E. 2001. Lead removal via soil washing and

leaching, J. Miner. Met. Mater. Soc. 53, 22�25

Loredo J., Luque C., García Iglesias J. 1998. Conditions of formation of Hg

deposits from the Cantabrian zone (Spain). Bull Mineral 111, 393-400

Loredo J., Fernandez Martinez R.,Ordoñez A., 2006. Physicochemical

characterization and mercury speciation of particle size soil fractions from an

abandoned mine in Mieres (Asturias). Emvironmental Pollution 142, 217-226

Mann M.J. 1998. Full scale and pilot scale soil washing. Journal of Hazardous

Materials 66, 119-136

Mann M.J., Groenendijk E. 1996. The first full-scale soil washing project in the

USA, environ. Prog. 15 (2), 108�111

Menéndez Aguado J.M. 2001. Aplicación de la Simulación Matemática a la

Determinación de Consumos Energéticos en Fragmentación, Tesis Doctoral,

Universidad de Oviedo.


230

Menéndez Aguado J.M., Coello Velázquez A.L., Dzioba B.R., Diaz M.A.R. 2006.

Process models for simulation of Bond tests. Transactions of the Institutions of

Mining and Metallurgy, Section C: Mineral Processing and Extractive Metallurgy

115 (2), 85-90

Menéndez Aguado J.M., Coello Velázquez A.L., Tijonov O.N., Rodríguez Díaz

M.A. 2006. Implementation of energy sustainability concepts during the

comminution process of the Punta Gorda nickel ore plant (Cuba). Powder

Technology 170, 153�157

Menéndez Aguado, J.M., Dzioba B.R., Coello Velazquez A.L. 2005.

Determination of work index in a common laboratory mill. Minerals and

Metallurgical Processing 22 (3), 173-176

Mercier G. 2000. Disponibilite des metaux dans les sols et prevision du rendement

denlevement par des techniques mineralurgiques, Ph.D. thesis (in french),

Departement de geologie et de genie geologique, Universite Laval, Quebec,

Canada.

Mercier G., Duchesne J., Blackburn D. 2001. Prediction of the efficiency of

physical methods to remove metals from contaminated soils, J. Environ. Eng. 127

(4), 348�358

Mercier G., Duchesne J., Blackburn D. 2002. Removal of metals from

contaminated soils by mineral processing techniques followed by chemical

leaching, Water Air Soil Pollut. 135 (1), 105�130

Metso Minerals. 2006. Treatment of Contaminated Soil and Waste, Brochure No.

1223-02-06-MPR/Sala, Sweden.

Meunier N., Drogui P., Montane C., Hausler R., Blais J.F., Mercier G. 2006.

Heavy metals removal from acidic and saline soil leachate using either

electrochemical coagulation or chemical precipitation, J. Environ. Eng. 132, 545�

554


231

Mulligan C.N., Wang S. 2005. Remediation of a heavy metal-contaminated soil by

a rhamnolipid foam, Eng. Geol. 85. 75�81

Mulligan C.N., Yong R.N., Gibbs B.F. 1999. Metal removal from contaminated

soil and sediments by the biosurfactant surfaction, Environ. Sci. Technol. 33,

3812�3820

Mulligan C.N., Yong R.N., Gibbs B.F. 1999. On the use of biosurfactants for the

removal of heavy metals from oil-contaminated soil, Environ. Prog. 18, 50�54

Mulligan C.N., Yong R.N., Gibbs B.F. 2001. Heavy metal removal from

sediments by biosurfactants, J. Hazard. Mater. 85, 111�125

Mulligan C.N., Yong R.N., Gibbs B.F. 2001. Surfactant-enhanced remediation of

contaminated soil: a review, Eng. Geol. 60, 371�380

Oficina Innovación Tecnológica (OTI) 2005. C. Pachón. Principios actuales en la

caracterización de suelos contaminados en los EEUU.

Pansu M., Gautheyrou J. 2006. Handbook of soil analysis: mineralogical, organic

and inorganic methods. Illustrated edition.

Patil D.D., Rao T.C. 2001. Studies on the fishhook effect in hydrocyclone

classification curves. Minerals & Metallurgical Processing 18, 190�194

Peters R.W. 1999. Chelant extraction of heavy metals from contaminated soils, J.

Hazard. Mater. 66, 151�210

Rikers R., Rem P. 1998. Improved method for prediction of heavy metal

recoveries from soil using high intensity magnetic separation (HIMS). Int. J.

Mineral Process 54, 165-182


232

Rikers R.A., Rem P., Dalmijn W.L. 1998. Improved method for prediction of

heavy metal recoveries from soil using high intensity magnetic separation

(HIMS), Int. J. Miner. Process. 54, 165�182

Rybinski W. 2007. Physical Aspects of cleaning process. Handbook for

decontamination of surfaces. Elsevier

Sun B., Zhao F.J., Lombi E., McGrath S.P. 2001. Leaching of heavy metals from

contaminated soils using EDTA, Environ. Pollut. 113, 111�120

Superfund Basic Research Program. 2003. J. Nelson, R. Maier. Metals

remediation.

Svarovsky L. 2000. Solid-Liquid Separation, 4º Ed.. Butterworth-Heinemann., 66-

102

Tampouris S., Papassiopi N., Paspaliaris I. 2001. Removal of contaminant metals

from fine grained soils, using agglomeration, chloride solutions and pile leaching

techniques, J. Hazard. Mater. 84, 297�319

Tessier A., Campbell P.G.C., Bisson M. 1979. Sequential extraction procedure

for the speciation of particulate trace metals, Anal. Chem. 51, 844�851

USEPA. 1994. A Literature Review Summary of Metals Extraction Processes

Used toRemove Lead from Soils, Project Summary,EPA/600/SR-94/006, Office of

Research and Development, Cincinnati, OH.

USEPA. 1995. Contaminants and Remedial Options at Selected Metal-

Contaminated Sites, EPA/540/R-95/512, Office of Research and Development,

Washington, DC.

USEPA. 1997. Technology Alternatives for the Remediation of Soils

Contaminated with As, Cd, Cr, Hg, and Pb, Engineering Bulletin, EPA/540/S-

97/500, Office of Solid Waste and Emergency Response, Washington, DC.


233

USEPA. March 2007. Annual Status Report (ASR) Remediation Database,

http://cfpub.epa.gov/asr/.

Van Linden., G.W.J. 1995. European soil resources. Nature and Environment nº

71. Council of Europe, Strasburg.

Vanthuyne M., Maes A., Cauwenberg P. 2003. The use of flotation techniques in

the remediation of heavy metal contaminated sediments and soils: an overview of

controlling factors, Miner. Eng. 16 (11), 1131�1141

Velde B. 1995. Composition and mineralogy of clay minerals. In: Velde, B., ed.

Origin and mineralogy of clays: New York, Springer-Verlag, 8-42

Vendor list of USEPA�s Remediation and Characterization Innovative

Technologies database (EPA REACH IT), December, 2006. http://clu-

in.org/vendor/vendorinfo/default.cfm.

Wasay S.A., Parker W.J., VanGeel P.J. 2002. Removal of lead from a calcareous

soil by chloride complexation, Soil Sediment Contam. 11, 841�859

Williford C., Li Z. 1999. Vertical column hydroclassification of metal

contaminated soils. Journal of Hazardous Materials 66, 15-30

Williford C.W., Bricka R.M. 2000. Physical separation of metal-contaminated

soils, in: I.K. Iskandar (Ed.), Environmental Restoration of Metals-Contaminated

Soils, 1st ed., CRC Press LLC, Boca Raton, FL, 121�165

Wills B.A. 1992. Mineral Processing Technology, Pergamon, NY.

Yariv S. 1992. Wettability of clay minerals. In: Schrader ME, Loeb GI, ed.

Modern approach to Wettability, theory and applications, vol 11. New York:

Plenum Pr., 279- 326

Anexos

�

��

��

��

��

��

��

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.

��

��

��

��

��

��

��

��

��

��

��

��

��

��

��!��

��

��

��

��!��

��

"��#� ��

��

��

$��

��

��

��

��

%��! ��

��& ��

��

��!'��() '��

��!��

*��!�� (��

��

��

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

��

��

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)

��

��

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).

��

��

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.

��

��

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.

��

��

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.

��

��

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.

��

��

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.

��

��

�

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.

��

��

�

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

��

��

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.

��

��

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.

��

��

��

�

�

�

�

�

�

K0

K1D

K

1L

K2D

K

2L

K4D

K

4L

K5D

K

5L

K3D

K

3L

(Con

dici

ones

Ens

ayo

1)

(Con

dici

ones

Ens

ayo

1)

(Con

dici

ones

Ens

ayo

1)

(Con

dici

ones

Ens

ayo

3)

(Con

dici

ones

Ens

ayo

3)

Hg

y P

b

As

De

toda

s se

sac

arán

mue

stra

s pa

ra a

naliz

ar y

se

anot

arán

los

peso

s de

: K

3D, K

3L, K

2L, K

4D, K

5D y

K5L

LE

YE

ND

A

K =

ens

ayo

con

MG

S

K0

= m

uest

ra in

icia

l (N

OM

) K

1D /

K1L

= e

nsay

o 1

Den

so /

Lig

ero

(Con

dici

ón 1

) K

2D /

K2L

= e

nsay

o 2

Den

so /

Lig

ero

(Con

dici

ón 1

) K

3D /

K3L

= e

nsay

o 3

Den

so /

Lig

ero

K4D

/ K

4L =

ens

ayo

4 D

enso

/ L

iger

o (C

ondi

ción

3)

K5D

/ K

5L =

ens

ayo

5 D

enso

/ L

iger

o

�

��

��

��

�

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.

Bibliografía Abumaizar, J., Smith, H., 1999. Heavy metal contaminants removal by soil washing. Journal of Hazardous Materials 70, 71-86. Anderson R., Rasor, E., 1998. Particle size separation via soil washing to obtain volumen reduction. . Journal of Ashby, F. 1993. Materials Selection in Mechanical Design, Pergamon Press, Oxford, pp. 66-69. Benedetti, M.F., 2006. Metal ion binding to colloids, from database to field systems. Journal of Geochemical Exploration 88, 81-85. Dermont, G., Bergeron, M., Mercier, G., Richer-Laflèche, M., 2008. Soil washing for metal removal: A review of physical/chemical technologies and field applications. Journal of Hazardous Materials 152, 1–31 Gallego J.R., Ordóñez, A., Loredo, J., 2002. Investigation of trace element sources from an industrialized area (Avilés, northern Spain) using multivariate statistical methods. Environment International 27, 589-596. Griffiths, R., 1994. Soil washing technology and practice. Journal of Hazardous Materials 40, 175-189. Hassink, J., 1995. Decomposition Rate Constants of Size and Density Fractions of Soil Organic Matter. Soil Sci. Soc. Am. J. 59, 1631-1635. IGME, 2001. Mapa Geológico de España, Asturias. Serie Técnica (E: 1/50.000). Ministerio de Industria, Madrid. Loredo, J.. Luque, C., García-Iglesias, J., 1988. Conditions of formation of Hg deposits from the Cantabrian zone (Spain). Bull Mineral 111, 393-400.Mann, M.J., 1998. Full scale and pilot scale soil washing. Journal of Hazardous Materials 66, 119-136. Pansu, M. Gautheyrou, J., 2006. Handbook of soil analysis: mineralogical, organic and inorganic methods. Illustrated edition, 993 p. Patil, D.D., Rao, T.C., 2001. Studies on the fishhook effect in hydrocyclone classification curves. Minerals & Metallurgical Processing 18, 190–194. Svarovsky, L., 2000. Solid-Liquid Separation, 4º Ed.. Butterworth-Heinemann. 66-102 pp. Van Linden, G.W.J., 1995. European soil resources. Nature and Environment nº 71. Council of Europe, Strasburg. Velde, B., 1995. Composition and mineralogy of clay minerals. In: Velde, B., ed. Origin and mineralogy of clays: New York, Springer-Verlag, 8-42 pp. Yariv, S., 1992. Wettability of clay minerals. In: Schrader ME, Loeb GI, ed. Modern approach to Wettability, theory and applications, vol 11. New York: Plenum Pr. 279- 326 pp.

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.

REFERENCES

[1] Loredo, J.; Luque, C.; García-Iglesias, J. (1988). Conditions of formation of Hg deposits from the Cantabrian zone (Spain). Bull Mineral 111, 393-400.

[2] Baldo C.; Loredo J.; Ordóñez A.; Gallego J.R.; García-Iglesias J. (1999). Geochemical characterization of wastes from a mercury mine in Asturias (northern Spain). Journal of Geochemical Exploration 67, 377-390.

7

[3] Loredo, J.; Álvarez, R.; Ordóñez, A. (2005). Release of toxic metals and metalloids form Los Rueldos mercury mine (Asturias, Spain). Science of the Total Environment 340, 247-260.

[4] Abumaizar, J.; Smith, H. (1999). Heavy metal contaminants removal by soil washing. Journal of Hazardous Materials 70, 71-86.

[5] Mann, M.J. (1998). Full scale and pilot scale soil washing. Journal of Hazardous Materials 66, 119-136.

[6] Griffiths, R. (1994), Soil washing technology and practice. Journal of Hazardous Materials 40, 175-189.

[7] Anderson R.; Rasor, E. (1998). Particle size separation via soil washing to obtain volumen reduction. . Journal of Hazardous Materials 66, 89-98.

[8] Al-Abed, S.R; Jegadeesan, G.; Purandare, J.; Allen, D (2007). Arsenic release from iron rich mineral processing waste: Influence of pH and redox potential. Chemosphere 66, 775-782.

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)


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.

Bibliografía

Abumaizar, J., Smith, H., 1999. Heavy metal contaminants removal by soil washing. Journal of Hazardous Materials 70, 71-86. Anderson R., Rasor, E., 1998. Particle size separation via soil washing to obtain volumen reduction. . Journal of Hazardous Materials 66, 89-98. Baldo C., Loredo J., Ordóñez A., Gallego J.R., García-Iglesias J., 1999. Geochemical characterization of wastes from a mercury mine in Asturias (northern Spain). Journal of Geochemical Exploration 67, 377-390. Benedetti, M.F., 2006. Metal ion binding to colloids, from database to field systems. Journal of Geochemical Exploration 88, 81-85. Bergeron, M., 2005. Method of decontaminating soil, U.S. Patent (2005). 6,915,908.

11

Dermont, G., Bergeron, M., Mercier, G., Richer-Laflèche, M., 2008. Soil washing for metal removal: A review of physical/chemical technologies and field applications. Journal of Hazardous Materials 152, 1–31 Fernández-Martínez, R., Loredo, J., Ordóñez A., Rucandio, M.I., 2006,. Physicochemical characterization and mercury speciation of particle-size soil fractions from an abandoned mining area in Mieres, Asturias (Spain). Environmental Pollution 142, 217-226 Gallego J.R., Ordóñez, A., Loredo, J., 2002. Investigation of trace element sources from an industrialized area (Avilés, northern Spain) using multivariate statistical methods. Environment International 27, 589-596. Griffiths, R., 1994. Soil washing technology and practice. Journal of Hazardous Materials 40, 175-189. Loredo, J.. Luque, C., García-Iglesias, J., 1988. Conditions of formation of Hg deposits from the Cantabrian zone (Spain). Bull Mineral 111, 393-400.Loredo, J., Álvarez, R., Ordóñez, A., 2005. Release of toxic metals and metalloids form Los Rueldos mercury mine (Asturias, Spain). Science of the Total Environment 340, 247-260. Loredo, J., Ordóñez, A., Álvarez, R., 2006. Environmental impact of toxic metals and metalloids from the Muñón Cimero mercury-mining area (Asturias, Spain). Journal of Hazardous Materials 136, 455–467. Mann, M.J., 1998. Full scale and pilot scale soil washing. Journal of Hazardous Materials 66, 119-136. Williford, C.W., Bricka, R.M., 2000. Physical separation of metal-contaminated soils, in: I.K. Iskandar (Ed.), Environmental Restoration of Metals- Contaminated Soils, 1st ed., CRC Press LLC, Boca Raton, FL.

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

ARTICLE IN PRESSG Model

HAZMAT11578; No. of Pages 7

Journal of Hazardous Materials xxx (2010) xxx–xxx

Contents lists available at ScienceDirect

Journal of Hazardous Materials

journa l homepage: www.e lsev ier .com/ locate / jhazmat

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




2 C. Sierra et al. / Journal of Hazardous Materials xxx (2010) xxx–xxx

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




C. Sierra et al. / Journal of Hazardous Materials xxx (2010) xxx–xxx 3

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





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.





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





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”.

References

[1] G.W.J. Van Linden, European Soil Resources, Nature and Environment No 71,Council of Europe, Strasburg, 1995.

[2] H.D. Sharma, K.R. Reddy, Geoenvironmental Engineering: Site Remediation,Waste Containment, and Emerging Waste Management Technologies, JohnWiley & Sons, 2004.

[3] G. Thornton, M. Franz, D. Edwards, G. Pahlen, P. Nathanail, The challenge ofsustainability: incentives for brownfield regeneration in Europe, Environ. Sci.Policy 10 (2007) 116–134.

[4] M.J. Mann, Full scale and pilot scale soil washing, J. Hazard. Mater. 66 (1998)119–136.

[5] R. Anderson, E. Rasor, Particle size separation via soil washing to obtain volumen reduction, J. Hazard. Mater. 6 (1998) 89–98.

[6] G. Dermont, M. Bergeron, G. Mercier, M. RicherLaflèche, Soil washing for metalremoval: a review of physical/chemical technologies and field applications, J.Hazard. Mater. 152 (2008) 1–31.

[7] J. Abumaizar, H. Smith, Heavy metal contaminants removal by soil washing, J.Hazard. Mater. 70 (1999) 71–86.

[8] D. Sverjensky, Physical surfacecomplexation models for sorption at themineral–water interface, Nature 364 (1993) 776–780.

[9] B.A. Wills, T.J. NapierMunn, Mineral Processing Technology: An Introduction to the Practical Aspects of Ore Treatment and Mineral Recovery, 7th ed.,ButterworthHeinemann, Burlington, MA, 2006.

[10] M. Pearl, M. Pruijn, J. Bovendeur, The application of soil washing to the remediation of contaminated soils, Land Cont. Rec. 14 (2006) 713–726.

[11] C. Sierra, F. GonzálezCoto, R. Villa, J.M. MenéndezAguado, J.R. Gallego, Innovative approaches for the remediation of arsenic and mercury pollution via soilwashing, in: Proceedings of the 3rd Internacional Meeting in EnvironmentalBiotechnology and Engineering, Palma de Mallorca (Spain), 2008.

[12] J.R. Gallego, A. Ordónez, J. Loredo, Investigation of trace element sources froman industrialized area (Avilés, northern Spain) using multivariate statisticalmethods, Environ. Int. 27 (2002) 589–596.

[13] J. Martínez, J. Llamas, E. de Miguel, J. Rey, M.C. Hidalgo, A.J. Sáez, Multivariateanalysis of contamination in the mining district of Linares (Jaén, Spain), Appl.Geochem. 23 (2008) 2324–2336.

[14] SPSS, SPSS for Windows, Version 15, SPSS Inc., 2006.[15] G.W. Gee, J.W. Bauder, Particle size analysis, in: A. Klute (Ed.), Methods of

Soil Analysis, 2nd ed., American Society of Agronomy, Madison, WI, 1996, pp.383–411.

[16] M. Pansu, J. Gautheyrou, Handbook of Soil Analysis: Mineralogical, Organic andInorganic Methods, Springer, Berlin, 2006.

[17] J.A. PeroSanz Elorz, Ciencia e ingeniería de materiales: estructura, transformaciones, in: propiedades y selección, Dossat, Madrid, 2000.

[18] J. Martínez, J. Llamas, E. de Miguel, J. Rey, M.C. Hidalgo, Determination of thegeochemical background in a metal mining site: example of the mining districtof Linares (South Spain), J. Geochem. Explor. 94 (2007) 19–29.

[19] C. Baldo, J. Loredo, A. Ordónez, J.R. Gallego, J. GarcíaIglesias, Geochemical characterization of wastes from a mercury mine in Asturias (northern Spain), J.Geochem. Explor. 67 (1999) 377–390.

[20] B. Velde, Composition and mineralogy of clay minerals, in: B. Velde (Ed.), Originand Mineralogy of Clays, SpringerVerlag, New York, 1995, pp. 8–42.

[21] S. Yariv, Wettability of clay minerals, in: M.E. Schrader, G.I. Loeb (Eds.), Modernapproach to wettability, theory and applications, vol. 11, Plenum, New York,1992, pp. 279–326.





[22] Y. Cudennec, A. Lecerf, The transformation of ferrihydrite into goethite orhematite, J. Solid State Chem. 179 (2005) 716–722.

[23] J.L. Jambor, J.E. Dutrizac, Occurrence and constitution of natural and synthetic ferrihydrite, a widespread iron oxyhydroxide, Chem. Rev. 98 (1998)2549–2585.

[24] C.W. Williford, R.M. Bricka, Physical separation of metalcontaminated soils, in:I.K. Iskandar (Ed.), Environmental Restoration of MetalsContaminated Soils,1st ed., CRC Press, Boca Raton, FL, 2000.

[25] A. Traore, P. Conil, R. Houot, M. Save, An evaluation of the Mozley MGS for fineparticle gravity separation, Miner. Eng. 8 (1995) 767–778.

[26] J. Loredo, C. Luque, J. GarcíaIglesias, Conditions of formation of Hgdeposits from the Cantabrian zone (Spain), Bull. Miner. 111 (1998) 393–400.

[27] J. Loredo, A. Ordónez, R. Álvarez, Environmental impact of toxic metals andmetalloids from the Munón Cimero mercurymining area (Asturias, Spain), J.Hazard. Mater. 136 (2006) 455–467.

[28] L. Svarovsky, Solid–Liquid Separation, 4th ed., ButterworthHeinemann,Oxford, 2000, pp. 66–102.

[29] D.D. Patil, T.C. Rao, Studies on the fishhook effect in hydrocyclone classificationcurves, Miner. Metall. Process 18 (2001) 190–194.

[30] J. Hassink, Decomposition rate constants of size and density fractions of soilorganic matter, Soil Sci. Soc. Am. J. 59 (1995) 1631–1635.

[31] M.F. Benedetti, Metal ion binding to colloids, from database to field systems, J.Geochem. Explor. 88 (2006) 81–85.

[32] R. Griffiths, Soil washing technology and practice, J. Hazard. Mater. 40 (1994)175–189.

Documents

APLICACION DE TECNOLOGIAS MINERALURGICAS A LA …