Evaluación ambiental del uso de geopolímeros … · 4.4 Escorias siderúrgicas de alto horno ......

Evaluación ambiental del uso de geopolímeros basados en dos

puzolanas volcánicas como alternativa potencial al cemento

portland

Carolina Martínez López

Universidad Nacional de Colombia

Facultad de Ingeniería y Administración

Palmira, Colombia

2015

Evaluación ambiental del uso de geopolímeros basados en dos

puzolanas volcánicas como alternativa potencial al cemento

portland

Carolina Martínez López

Tesis presentada como requisito parcial para optar al título de:

Magister en Ingeniería Ambiental

Directora:

Dra. Janneth Torres Agredo

Línea de Investigación:

Producción de materiales y su impacto ambiental

Grupo de Investigación:

Materiales y Medio Ambiente (GIMMA)

Universidad Nacional de Colombia

Facultad de Ingeniería y Administración

Palmira, Colombia

2015

Resumen y Abstract III

Resumen

La insustentabilidad actual de la industria del cemento portland, ha conllevado a la

búsqueda de nuevos materiales alternativos menos contaminantes, dando lugar a los

denominados geopolímeros. La presente tesis consiste en la evaluación ambiental del

uso de geopolímeros basados en dos puzolanas volcánicas, para determinar su

viabilidad como alternativa del cemento portland; se presenta además un análisis teórico

ambiental comparativo entre los geopolímeros y el cemento portland. Para tal propósito,

se llevó a cabo la caracterización de las puzolanas empleando técnicas como

fluorescencia de rayos X (FRX), difracción de rayos X (DRX) y granulometría laser. Para

la determinación de la potencial toxicidad de los insumos involucrados en los

geopolímeros se aplicaron las normas de TCLP (del inglés Toxicity Characteristic

Leaching Procedure) y UNE EN 12457-2. Los resultados muestran que los mejores

porcentajes de retención fueron de 99,95% para Ba, 99,99% para Sr, 99,93% para Zn,

92,5% para S, 98,95% para V, y 98,71% para Cr, cumpliendo con los límites máximos

reportados por la legislación, evidenciando además una alta eficiencia en la

encapsulación de contaminantes como Pb y Ni, cuyos valores siempre fueron superiores

al 99%. Por lo tanto, en las proporciones estudiadas es viable el uso de geopolímeros, y

representan una buena oportunidad para el sector de la construcción.

Palabras clave: Geopolímeros, puzolana volcánica, metales pesados,

encapsulación, materiales alternativos al cemento portland, TCLP, UNE EN

12457-2.

IV Resumen y Abstract

Abstract

Current unsustainability of portland cement industry, has led to the search for new

cleaner alternative materials, leading to the geopolymer denominated. This thesis

consists of the environmental assessment of the use of geopolymer based on two

volcanic pozzolan to determine its viability as an alternative portland cement; a

comprehensive comparative study between geopolymer environmental and portland

cement is also presented. For this purpose is carried out using pozzolan characterization

techniques such as XRF, XRD and laser granulometry. To determine the potential toxicity

of inputs involved in the geopolymer standards TCLP (Toxicity Characteristic Leaching

English Procedure) and UNE EN 12457-2 were applied. The results show that the best

retention percentages were 99.95% for Ba, Sr 99.99%, 99.93% for Zn, 92.5% for S,

98.95% for V, and 98.71 % for Cr, complying with the maximum reported by the

legislation, also showing a high encapsulation efficiency of pollutants such as Pb and Ni,

whose values were always higher than 99%.. Therefore, in the studied proportions is

viable its use, and represents a good opportunity for the construction sector.

Keywords: Geopolymers, volcanic pozzolan, heavy metals, encapsulation,

alternative materials Portland cement, TCLP, UNE EN 12457-2.

Contenido V

Contenido

Pág.

1. Antecedentes y contexto ......................................................................................... 1

2. Objetivos ................................................................................................................... 5 2.1 Objetivo general ...................................................................................................... 5 2.2 Objetivos específicos .............................................................................................. 5

3. Revisión de la literatura ........................................................................................... 7 3.1 Cemento Portland ................................................................................................... 7

3.1.1 Definición ......................................................................................................... 7 3.1.2 Proceso productivo .......................................................................................... 7 3.1.3 Tipos de cemento Portland .............................................................................. 9

3.2 Materiales alternativos al cemento Portland .......................................................... 10 3.2.1 Materiales puzolánicos .................................................................................... 11 3.2.2 Materiales Hidráulicos ..................................................................................... 11

3.3 Materiales hidráulicos activados alcalinamente ................................................ 12 3.3.1 Reseña histórica de los materiales obtenidos por activación alcalina. ........... 12 3.3.2 Activación alcalina ......................................................................................... 12 3.3.3 Aspectos químicos ......................................................................................... 13

3.4 Geopolímeros ...................................................................................................... 14 3.4.1 Definición ........................................................................................................ 14 3.4.2 Estructura de los Geopolimeros ....................................................................... 15 3.4.3 Mecanismo de Geopolimerización ................................................................... 17 3.4.4 Propiedades de los geopolímeros ................................................................... 18 3.4.5 Aplicaciones industriales de los geopolimeros e importancia ........................... 20 3.4.6 Geopolimeros para tratamiento e inmovilización de residuos .......................... 20

3.5 Ceniza volcánica ................................................................................................... 21 3.5.1 Definición ........................................................................................................ 21 3.5.2 Génesis de los suelos derivados de cenizas volcánicas .................................. 21 3.5.3 Localización y distribución en Colombia .......................................................... 23 3.5.4 Composición y características Físico-Químicas ............................................... 23 3.5.5 Consideraciones ambientales relacionadas con la ceniza volcánica ............... 25

3.6 Lixiviación de compuestos químicos ..................................................................... 35 3.6.1 Generalidades ................................................................................................. 35 3.6.2 Tipos de ensayos de lixiviación ....................................................................... 37 3.6.3 Ejemplos de ensayos de lixiviación ................................................................. 39

3.7 Análisis de ciclo de vida en materiales de la construcción .................................... 41 3.7.1 Generalidades ................................................................................................. 41 3.7.2 Definición ........................................................................................................ 42

VI Contenido

3.7.3 Aspectos ambientales relacionados con el cemento Portland empleando el ACV…………….........................................................................................................43 3.7.4 Aspectos ambientales relacionados con los geopolímeros ...............................51 3.7.5 Comparación ambiental entre la producción de cemento Portland y la producción de geopolímeros. ....................................................................................54

4. Revisión del estado del arte: Encapsulación con geopolímeros ........................59 4.1 Cenizas Volantes (CV) procedentes de la combustión del carbón .................... 59 4.2 Cenizas volantes procedentes de la incineración de residuos sólidos municipales ................................................................................................................. 60 4.3 Residuos de horno de arco eléctrico de acero .................................................. 61 4.4 Escorias siderúrgicas de alto horno .................................................................. 61

5. Metodología de la investigación ............................................................................63 5.1 Etapa 1. Construcción del estado del arte y del marco teórico ............................... 64 5.2 Etapa 2. Caracterización de la materia prima ........................................................ 64 5.3 Etapa 3. Elaboración del geopolímero ................................................................... 65 5.4 Etapa 4. Análisis de la toxicidad asociada a la materia prima y a los geopolímeros desarrollados ............................................................................................................... 66 5.5 Etapa 5. Determinación de la efectividad de la inmovilización de metales pesados en geopolimeros .......................................................................................................... 67 5.6 Etapa 6. Estudio comparativo entre la producción de geopolimeros y la producción de cemento portland: Análisis de ciclo de vida ............................................................ 67 5.7 Etapa 7. Análisis de los resultados ........................................................................ 67

6. Resultados y análisis ..............................................................................................69 6.1 Caracterización de la materia prima .................................................................. 69 6.2 Análisis de la toxicidad asociada a la materia prima y a los geopolímeros desarrollados ............................................................................................................... 72

6.2.1 Resultados de la aplicación del ensayo de TCLP ...........................................72 6.2.2 Resultados de la aplicación de la norma UNE EN 12457-2 ............................76

6.3 Determinación de la efectividad de inmovilización de metales pesados en geopolímeros ............................................................................................................... 79

7. Discusión general ...................................................................................................83 8.1 Conclusiones ......................................................................................................... 89 8.2 Recomendaciones ................................................................................................. 90

Contenido VII

Lista de figuras

Pág.

Figura 1. Etapas de la fabricación del cemento Portland. ................................................. 9

Figura 2. Representaciones de polisialatos. ................................................................... 16

Figura 3. Formación de suelos derivados de cenizas volcánicas. …………………………22

Figura 4. Distribución espacial de los volcanes (▲) y de los suelos derivados de cenizas

volcánicas (área achurada) en Colombia. ....................................................................... 24

Figura 5. TAS clasificación de los diferentes tipos de rocas volcánicas ......................... 25

Figura 6. Procesos de los metales pesados en el suelo. ................................................ 29

Figura 7. Factores que influencian la liberación de contaminantes en un material

monolítico. ...................................................................................................................... 36

Figura 8. Factores que influencian la liberación de contaminantes en un material granular.

....................................................................................................................................... 37

Figura 9. Análisis de ciclo de vida................................................................................... 43

Figura 10. Volúmenes globales de la producción de cemento y su distribución en la

primera década del siglo. ............................................................................................... 44

Figura 11. Diagrama del proceso de manufactura del cemento. ..................................... 45

Figura 12. Esquemas de ACV comparativos para diferentes procesos de manufactura de

cemento. ........................................................................................................................ 48

Figura 13. Límites del sistema para la comparación de diferentes composiciones

geopoliméricas. .............................................................................................................. 52

Figura 14. Comparación de resultados de balance de masa y GWP de dos diferentes

composiciones geopoliméricas. ...................................................................................... 53

Figura 15. Límites de los sistemas para la comparación de la producción del concreto de

cemento y geopolimérico. ............................................................................................... 55

Figura 16. Resultados del ACV de concreto de cemento y geopolimérico. .................... 55

Figura 17. Etapas del trabajo de Investigación. Fuente: Construcción propia. ................ 63

Figura 18. Difractograma de rayos X de la puzolana volcánica 1. .................................. 71

Figura 19. Difractograma de rayos X de la puzolana volcánica 2. .................................. 71

Figura 20. Concentraciones de sodio obtenidas para cada intervalo de tiempo .............. 77

Contenido VIII

Lista de tablas

Pág.

Tabla 1. Valores de permeabilidad en cm/s. ................................................................... 19

Tabla 2. Disolución con soluciones acidas al 5% ............................................................ 19

Tabla 3. Materiales, procesos y pasos de la manufactura considerados en el ACV. ....... 49

Tabla 4. Clasificación de entradas y salidas para la manufactura del cemento portland en

categorías de impacto ambiental..................................................................................... 50

Tabla 5. Composición de concreto geopolimérico y de cemento (Kg/m3). ....................... 54

Tabla 6. Diseño de la mezcla 1 (Geopolímero con puzolana 1). ..................................... 65

Tabla 7. Diseño de la mezcla 2 (Geopolímero con puzolana 2). ..................................... 66

Tabla 8. Composición química y propiedades físicas de las puzolanas .......................... 69

Tabla 9. Composición química de la Escoria. .................................................................. 70

Tabla 10. Composición elemental de metales pesados en las puzolanas solas. ............. 72

Tabla 11. Aplicación de TCLP a las puzolanas. .............................................................. 73

Tabla 12. Máximas concentraciones permitidas en los lixiviados de TCLP (US.EPA). ...... 73

Tabla 13. Aplicación de la prueba de TCLP a los geopolimeros. .................................... 74

Tabla 14. Límites máximos permisibles de metales pesados para agua de uso doméstico

según la EPA, OMS y UNE. ............................................................................................ 75

Tabla 15. Resultados de la aplicación de la norma UNE EN 12457-2. ............................ 76

Tabla 16. Límites máximos permisibles para el sodio en agua. ....................................... 78

Tabla 17. Concentraciones de los metales Pb y Ni en los lixiviados. ............................... 79

Tabla 18. Eficiencias de la inmovilización del Pb y Ni. .................................................... 80

Introducción

Desde inicios de la historia, el ser humano ha evidenciado su necesidad por materiales de la construcción, tanto que en la actualidad ha incrementado su demanda hasta un punto que si bien le ha permitido alcanzar cierto desarrollo, así mismo le ha generado otros costos. El sector de la construcción es uno de los más importantes en el producto interno bruto de un país, donde el cemento juega un papel fundamental como materia prima para el desarrollo y crecimiento de las economías nacionales. No obstante su producción ha significado la extracción, transformación y disminución de gran cantidad de recursos, y ha promovido un aumento de la emisión de gases contaminantes (Benhelal et al, 2013), por lo que en la actualidad se han propuesto nuevas tecnologías alternativas tendientes a disminuir dichas problemáticas.

Entre las tecnologías más limpias consideradas a la hora de reducir los gases contaminantes emitidos por la producción del cemento, se encuentran: tecnologías catalíticas, tecnologías oxidativas, adición de adsorbentes, lavadores húmedos, fuentes de energía renovables, sustitución de materias primas, captura de CO2, entre otras (Hoyos et al., 2008). Hoy día gran parte de la investigación se dirige a la sustitución de materias primas, mediante la búsqueda de materiales alternativos que permitan sustituir parcial o totalmente el cemento Portland (Escalante, 2002). Es así como recientemente han surgido los cementos compuestos, los nuevos cerámicos químicamente enlazados (CBC) y los denominados geopolímeros (Mejía de Gutiérrez et al., 2006).

Los geopolímeros son una nueva clase de materiales que consisten en aluminosilicatos álcali-activados desarrollados mediante una reacción geosintética alcanzada a bajas temperaturas, sus propiedades han generado gran expectativa en la comunidad científica. Durante las últimas décadas se ha encontrado que los geopolímeros exhiben excelentes propiedades como resistencia química, térmica y mecánica, además de tener una amplia gama de aplicaciones (Davidovits, 1991). Se ha reportado que su uso permite obtener ahorros del orden del 80-90% de emisiones de CO2 en comparación con el cemento Portland tradicional (Duxon et al., 2007a), y que además permite la inmovilización de ciertos contaminantes al ser incorporados eficazmente en la matriz geopolimérica (Van Jaarsveld et al., 1997), (Comrie et al., 1988), (Davidovits y Comrie, 1988). Diversas materias primas han sido utilizadas en la elaboración de geopolímeros, demostrándose que es posible emplear minerales naturales (Xu y Van Deventer, 2000), desechos industriales (Van Jaarsveld et al, 1997) (Cheng y Chin, 2003), arcillas calcinadas (Palomo y Glasser, 1992), y rocas volcánicas o mezclas de varios materiales (Xu y Van Deventer, 2002), (Palomo y Glasser, 1992). Uno de los materiales de partida más explorados durante los últimos años debido a sus propiedades es la toba volcánica (Uzal y Turanli, 2003), (Turanli et al., 2004), (Trezza et

2 Introducción

al., 2007), (Siddique, 2012). Esta consiste en un tipo de roca ígnea volcánica, formada por la acumulación de cenizas u otros elementos volcánicos. La ceniza volcánica es considerada por la norma ASTM C618-93 como una puzolana natural de tipo volcánico que puede ser empleada en la fabricación de cementos, morteros y concretos. Cabe señalar que su posible uso como precursor para la producción de geopolímeros en Colombia no ha sido explorado aún. Sin embargo, a pesar de su posible uso como cementante, algunos estudios han encontrado cierto riesgo asociado a los componentes presentes en la puzolana volcánica, los cuales son potencialmente tóxicos (Stewart et al., 2006; Allard et al., 2000; Jones y Gislason, 2008), esto conlleva a indagarse sobre la viabilidad ambiental de su uso como materia prima. Hasta ahora la mayor parte de la investigación ha girado en torno al tema del mejoramiento de las propiedades mecánicas obtenidas mediante el uso de la toba volcánica como precursor de cementos de activación alcalina, ignorando la importancia de las posibles repercusiones en materia de salud y ambiente. Por lo anterior, surge la necesidad de realizar más estudios de tipo ambiental que permitan establecer la viabilidad del empleo de la puzolana volcánica para la elaboración de geopolímeros. El presente trabajo de investigación consistió en una evaluación ambiental de geopolímeros elaborados a partir de dos puzolanas volcánicas, y su comportamiento frente a la capacidad de lixiviación, con el fin de determinar su potencial como reemplazo del cemento Portland, analizando además su eficiencia en la inmovilización de ciertos elementos tóxicos. Así mismo se presenta un amplio estudio comparativo de las características ambientales entre los geopolimeros y el cemento Portland, efectuando un análisis de la etapa del proceso productivo asociado al ciclo de vida de ambos para las construcciones civiles. Esta tesis de maestría fue financiada mediante recursos provenientes del proyecto denominado PUZOGEOH (Nuevos cementantes con baja huella de carbono basados en puzolanas naturales colombianas de tipo volcánico) establecido mediante contrato RC No. 0484 de 2013 y celebrado entre la Fiduciaria Bogotá como vocera del patrimonio autónomo denominado fondo nacional de financiamiento para la ciencia, la tecnología y la innovación Francisco José de Caldas, Universidad del Valle, Universidad Nacional de Colombia – Sede Palmira-, y cementos ARGOS S.A. Por otra parte, se emplearon además los recursos provenientes del proyecto titulado “Estudio del potencial impacto ambiental de Geopolímeros como reemplazo al cemento portland”, con código 19501, aprobado por el sistema de información de la investigación de la Universidad Nacional de Colombia a partir de la convocatoria del programa nacional de proyectos para el fortalecimiento de la investigación, la creación, y la innovación en posgrados de la universidad Nacional de Colombia 2013-2015.

http://es.wikipedia.org/wiki/Roca_%C3%ADgnea

http://es.wikipedia.org/wiki/Roca_volc%C3%A1nica

http://es.wikipedia.org/wiki/Piroclasto

1. Antecedentes y contexto

Si bien el cemento Portland es un material fundamental para la construcción en la economía de los países en pleno desarrollo, también es un hecho que su producción representa una serie de impactos ambientales significativos. Se ha reportado que durante la manufactura del cemento se liberan aproximadamente 0.85 kg de CO2 a la atmósfera por cada kilogramo procesado (Escalante, 2002), constituyendo entre un 5-7% de las emisiones globales de CO2 (Chen et al., 2010). Así mismo dentro de las emisiones pueden aparecer compuestos de óxido de azufre (SO2) y óxido de nitrógeno (NO2), los cuales repercuten con fenómenos como la generación de lluvia ácida y la aparición de enfermedades principalmente de tipo respiratorio (Ávila, 2009). Por lo anterior, recientemente se han propuesto tecnologías alternativas al cemento Portland que buscan disminuir tales impactos. El CO2 es un gas de efecto invernadero, su presencia en la atmósfera ha promovido el incremento de la temperatura superficial de la tierra a un ritmo cada vez mayor. Según el departamento de Energía de los Estados Unidos, para el 2015, las emisiones globales de carbono podrían incrementarse en un 50% más que el nivel presentado en 1997 (Benhelal et al, 2013). Por otra parte, se ha señalado que el aumento de gases de efecto invernadero constituye una amenaza para los ecosistemas de especial importancia, siendo capaces de conducir a la extinción a muchas especies de plantas y animales, y afectar la biodiversidad de los hotspots (Realff et al., 2005), además de estar asociado a otros riesgos como eventos meteorológicos extremos (Climate change, 2007). En Colombia, se señala que los cambios producidos por el fenómeno del calentamiento global serán significativos. Las proyecciones generadas para el año 2050 en la primera comunicación nacional ante la convención marco de las naciones unidas sobre cambio climático (CMNUCC) para nuestro país, en un ejercicio coordinado por el Instituto de Hidrología, Meteorología y Estudios Ambientales (IDEAM), estiman la desaparición del 78% de los nevados, el 56% de los páramos y un ascenso del nivel del mar. Esto lo hace muy vulnerable a los efectos del cambio climático, a pesar de aportar únicamente un 0.25% de las emisiones globales de CO2 (IDEAM, 2001). En medio de este panorama, la comunidad internacional ha planteado medidas tendientes a mitigar los efectos climáticos derivados de las actividades antrópicas. Por lo anterior, se ha encaminado a la búsqueda de tecnologías más limpias, combustibles y materias primas alternativas, y ha acordado medidas a través de celebraciones de carácter internacional como el protocolo de Kioto y la CMNUCC. En el país se inició esta gestión con la aprobación da la CMNUCC, mediante la expedición de la Ley 164 de 1994. Posteriormente en el año 2000, Colombia aprueba el protocolo de Kioto mediante la Ley

4 Antecedentes y contexto

629, y en ese mismo año el Ministerio de Ambiente, Vivienda y Desarrollo Territorial – MAVDT- coordinó la elaboración de un Estudio de Estrategia Nacional para la implementación de los Mecanismos de Desarrollo Limpio –MDL (DNP, 2011). Sin embargo, a pesar de los esfuerzos y avances obtenidos con las políticas de gestión adoptadas, se hace cada vez más necesaria la investigación de forma activa, que propenda al desarrollo científico de tecnologías de apoyo para satisfacer la creciente demanda de cemento y reducir la contaminación. Durante las últimas décadas se ha impulsado una importante tecnología alternativa conocida como la geopolimerización. El cual es el proceso a través del cual se obtienen los geopolímeros, que poseen un elevado potencial para ser usados en numerosos campos, predominando su uso como sustitutos del cemento Portland. Entre sus ventajas se destacan las bajas emisiones de CO2 derivadas su producción, gran resistencia química y térmica, buenas propiedades mecánicas incluso bajo temperaturas extremas, además de resultar económicos y competitivos al tratarse de materias primas fáciles de obtener tales como subproductos industriales, cenizas volantes, y diferentes puzolanas (Komnitsas y Zaharaki, 2007). La toba volcánica es una puzolana natural constituida por rocas ígneas volcánicas, formada principalmente por la acumulación de cenizas u otros elementos volcánicos, que actualmente es objeto de estudio en investigaciones. En Colombia ocupa cerca del 11.6% del territorio Nacional y se localiza en las zonas de mayor crecimiento demográfico y económico, particularmente en toda la región andina, centro y sur de Colombia. Su potencial uso como precursor para la producción de cementos de activación alcalina en el país no ha sido explorada aun a pesar que en otros países que cuentan con altos volúmenes de puzolanas naturales, incluyendo cenizas y suelos volcánicos, se han venido desarrollando estudios utilizando estos materiales como precursores para la producción de cementos del tipo geopolimérico obteniendo resultados satisfactorios. No obstante, pese al potencial uso de la puzolana volcánica como materia prima en el proceso de síntesis del geopolímero, es necesario tener en cuenta sus características intrínsecas, y su composición. Diversos estudios han demostrado que la caída de ceniza volcánica genera un aporte natural de elementos traza potencialmente tóxicos en la superficie del suelo después del contacto con ambientes acuosos (Stewart et al, 2006; Allard et al, 2000; Jones y Gislason, 2008), enfatizando que los elementos lixiviados de forma más rápida están presentes en forma de sales solubles en la superficie de la ceniza y que la exposición prolongada de estas a la intemperie puede causar una liberación lenta de otros elementos constituyentes de la estructura de fases cristalinas y vítreas (Smith et al, 1983). De este modo, existe la posibilidad de que la toba volcánica lleve consigo ciertos elementos capaces de actuar como contaminantes naturales, razón por la cual surge la necesidad de realizar una evaluación de tipo ambiental que permita analizar ¿cuál es el comportamiento de lixiviación de los elementos potencialmente tóxicos contenidos en la puzolana volcánica al ser incorporados en el geopolímero?, y mediante la búsqueda exhaustiva de la literatura establecer una amplia comparación entre las características

Antecedentes y contexto 5

ambientales de los geopolímeros y el cemento Portland, para así determinar la viabilidad ambiental del uso del geopolímero como reemplazo del cemento Portland tradicional.

2. Objetivos

2.1 Objetivo general

Evaluar las características ambientales de geopolímeros elaborados a partir de dos puzolanas volcánicas, y su comportamiento frente a la capacidad de lixiviación, con el fin de determinar su potencial como reemplazo del cemento Portland.

2.2 Objetivos específicos

Determinar las características iniciales de la materia prima utilizada para la

elaboración del geopolímero y establecer a partir de los resultados la potencial toxicidad de la misma.

Establecer la capacidad de migración de los constituyentes peligrosos de dos muestras de toba volcánica con diferente tamaño de partícula, a partir de la aplicación de ensayos de lixiviación.

Evaluar a través de ensayos de lixiviación, la capacidad de migración de los potenciales contaminantes presentes en el geopolímero hacia el entorno, analizando su comportamiento de lixiviación, y la viabilidad ambiental del uso de la puzolana, mediante la comparación de los resultados obtenidos con los límites máximos permisibles señalados por la legislación internacional.

Determinar a partir de la aplicación de ensayos de lixiviación, la efectividad de inmovilización de los geopolímeros para encapsular metales pesados tales como Pb y Ni, a diferentes concentraciones, mediante la adición de estos a las matrices ya sintetizadas.

Efectuar un estudio comparativo de las características ambientales entre el

geopolimeros y el cemento Portland, efectuando un análisis de la etapa del proceso productivo asociado al ciclo de vida de ambos para las construcciones civiles.

3. Revisión de la literatura

3.1 Cemento Portland

3.1.1 Definición

Tradicionalmente el cemento se ha considerado como el principal material de la construcción. La norma técnica colombiana NTC-31, lo define como un “material pulverizado que además de óxido de calcio contiene sílice, alúmina y óxido de hierro y que forma, por adición de una cantidad apropiada de agua, una pasta conglomerante capaz de endurecer tanto en el agua como en el aire”. Por lo anterior, presenta propiedades de adherencia y cohesión, que permiten la unión de fragmentos minerales entre sí, formando un todo compacto, a través de un proceso de naturaleza química conocido como hidratación (ASOCRETO, 1997). Entre las propiedades interesantes de este material se señalan: fraguado rápido y endurecimiento más lento, buena adherencia a otro tipo de materiales, y buena resistencia en general (ciclos humedad-sequedad, variaciones de temperatura, entre otros) (Crespo, 2010). Estas características son las responsables de que el cemento tenga un papel tan relevante en la vida moderna.

3.1.2 Proceso productivo

De acuerdo con la federación interamericana del cemento, el proceso de fabricación del cemento comprende 10 etapas fundamentales, las cuales se ilustran en la figura 1 (FICEM, 2009) y se presentan a continuación: Extracción de materias primas: Durante esta fase se realiza la extracción de la roca caliza en la cantera, que se constituye como la principal materia prima para la elaboración del cemento. Una vez se obtienen las piedras de gran tamaño, mediante procesos que generalmente implican el uso de explosivos, son transportados por camiones hasta la planta de trituración.

Triturado: Mediante dos trituradoras se reducen las rocas hasta alcanzar un tamaño apropiado para su adecuación en las siguientes etapas. Esta caliza triturada de

8 Revisión de la literatura

calidad controlada, se dirige por cintas a un stock llamado escombrera. En la escombrera se extrae la piedra caliza por cinta y es conducida hacia las tolvas de molino de materia prima.

Prehomogeneización y molienda: La caliza se muele junto con otros componentes minoritarios para formar un polvo llamado harina cruda. En esta etapa los sistemas de muestreo neumáticos y los posteriores análisis con equipos de alta tecnología juegan un rol fundamental puesto que permiten mantener las especificaciones de calidad bajo control. La harina cruda obtenida, es transportada a los silos donde es homogeneizada y posteriormente transportada al horno.

Precalentamiento: La harina cruda ya homogeneizada, ingresa por la parte superior de la torre de intercambio de calor y desciende por la misma iniciándose los procesos de deshidratación y descarbonatación.

Precalcinación: En esta etapa el material baja en contracorriente con los gases calientes del horno, produciéndose la primera transformación llamada precalcinación.

Clinkerización en horno rotatorio: El material precalcinado ingresa al horno rotatorio, en el cual la temperatura asciende hasta alcanzar los 1450oC, generándose las reacciones químicas más importantes en el crudo y la formación del “Clinker” (material básico para el cemento). De este modo, básicamente durante esta etapa proceden las reacciones de formación de los cuatro componentes principales del Clinker tales como: Silicato tricálcico (C3S), silicato dicálcico (C2S), aluminato tricálcico (C3A), y ferroaluminato tetracálcico (C4AF).

Enfriamiento y almacenamiento: El Clinker que sale del horno es enfriado rápidamente con el aire frío para bajar su temperatura a 1000C asegurando el estado vítreo. Posteriormente, el Clinker frío se almacena en un lugar adecuado denominado “parque del Clinker” para su uso.

Mezcla: Una vez se extrae del parque del Clinker este material, se lleva a cabo un proceso de mezcla, y seguidamente es transportado a los silos que alimentan los molinos de cemento.

Molienda de cemento: Hasta este lugar llegan el Clinker, el yeso y el componente mineral adecuado a la obtención del cemento portland. La molienda de clinker para cemento es uno de los procesos principales y, al mismo tiempo, el final de las operaciones tecnológicas en la fabricación del cemento. La manera como se realice esta etapa es decisiva para la calidad del cemento. No se trata de conseguir que el proceso de molienda llegue hasta una superficie específica demasiado grande, sino que el producto molido cumpla ciertas leyes relativas a la

Revisión de la literatura 9

granulometría del producto, para obtener con ello las mejores condiciones para los procesos de endurecimiento.

Almacenado en silos: El cemento se almacena en las torres denominadas silos, los cuales permiten alimentar las embolsadoras automáticas y el despacho a granel.

Figura 1. Etapas de la fabricación del cemento Portland. Fuente: (FICEM, 2009).

Si bien, como se ha presentado, el proceso productivo del cemento portland posee varias etapas, se ha señalado que las tres etapas más relevantes del proceso son obtención y adecuación de materiales de partida, producción del Clinker, y molienda y mezcla del Clinker (Benhelal et al, 2013). Lo anterior debido a que influyen enormemente en la calidad final del producto.

3.1.3 Tipos de cemento Portland

Hay diferentes tipos de cemento Portland, la norma ASTM C-150 los clasifica en 5 grupos (ASTM, 2012):

tipo I (Cemento Portland común, apto para toda obra que no requiera cementos con requisitos especiales).


tipo II (Cemento Portland de moderado calor de hidratación y moderada

resistencia a los sulfatos, con un contenido máximo de 8% de C3A).

tipo III (Cemento Portland de alta resistencia inicial).

tipo IV (Cemento Portland de bajo calor de hidratación, con contenidos máximos de 35% de C3S y 7% de C3A).

tipo V (Cemento Portland resistente a los sulfatos, con un contenido máximo de 5% de C3A y la suma de C4AF + 2C3A, menor o igual a 20%).

3.2 Materiales alternativos al cemento Portland

Existen diversas formas a través de las cuales se intenta abordar y disminuir los impactos generados por las cementeras. La investigación en torno al tema de los materiales alternativos al cemento Portland es una opción que ha resultado de gran importancia debido a las restricciones ambientales asociadas en este sector, que cada día son más altas (Davidovits, 1993). Los materiales alternativos consisten en materias primas o materiales de tipo cementoso que tienen la capacidad de substituir parcial o totalmente el cemento, dicha sustitución dependerá de su composición y características, los cuales deben ser considerados de manera previa (Aranda et al., 2013). Estas características consisten en aspectos tales como su estructura cristalina, su tamaño de partícula similar al del cemento, y su capacidad de ofrecer una reacción puzolánica o una reacción hidráulica para ser usado como cementante. La reacción puzolánica es aquella que ocurre a partir de materiales puzolánicos, los cuales son denominados así por la interacción química con los productos de hidratación del cemento, fundamentalmente el [Ca (OH)2], y se representa a través de la ecuación 1 (Escalante, 2002).

(1)

La generación de más C-S-H y la eliminación del CH producido por el cemento explican el incremento en las propiedades mecánicas de los cementos reemplazados. Por otra parte, en el caso de las reacciones hidráulicas, al igual que las puzolanas, los materiales hidráulicos interaccionan con los productos de hidratación del cemento, pero la reacción es diferente ya que este tipo de materiales, como por ejemplo la escoria de alto horno, contienen calcio en su composición química. De este modo la reacción que


produce C-S-H y elimina el CH generado por el cemento (sin balancear) se presenta en la ecuación 2 (Escalante, 2002).

(2)

Son varios los materiales objeto de estudio que han demostrado presentar características adecuadas; una interesante opción es el uso de desechos, los cuales pueden reemplazar el combustible (Puertas y Blanco, 2004) (Trezza y Scian, 2005), materiales de partida convencionales (Monshi y Kasiri, 1999) (Goñi et al., 2001) (Navia et al., 2006), o el clinker en la composición final del cemento (Schwarz et al., 2008) (Cordeiro et al., 2008). Según (Escalante, 2002), los materiales alternativos pueden clasificarse de acuerdo con su composición química y los productos de hidratación que forman. De este modo existen los materiales puzolánicos y los materiales hidráulicos.

3.2.1 Materiales puzolánicos

Los materiales puzolánicos o “puzolanas” se refieren a aquellos cuya composición es rica en SiO2, y que son similares a las cenizas volcánicas usadas por los romanos. Técnicamente se definen como “materiales consistentes en aluminosilicatos que perse poseen poco valor cementante, pero que en presencia de humedad y finamente divididos adquieren dicho comportamiento” (ASTM, 1989). Se ha demostrado que su uso permite obtener un doble beneficio ambiental, por una parte reemplaza parte del cemento, y por otra facilita el consumo de subproductos de otros procesos industriales que de no utilizarse tendrían que almacenarse en rellenos controlados (Roskovic y Bjegovic, 2005). Las puzolanas pueden ser artificiales o naturales, algunos ejemplos son el humo de sílice, la ceniza volante, la escoria siderúrgica, el caolín, la ceniza de cascarilla de arroz, la ceniza del tallo y de la hoja de la caña de azúcar, los cuales son artificiales, mientras que otros materiales como la toba volcánica, son considerados puzolanas naturales.

3.2.2 Materiales Hidráulicos

Los materiales hidráulicos, son cuerpos sólidos finamente molidos cuya propiedad fundamental es el fraguado hidráulico, es decir que al reaccionar con el agua endurecen en pequeños periodos de tiempo formando una estructura capaz de pegar piedra y/o metales (Gomá, 1979). Entre ellos se encuentran aglomerantes cálcicos como la cal y el yeso, así mismo se incluyen materiales y desechos como escorias de altos hornos, escorias de procesos de aceración, y producción de fósforo, zinc y plomo (Tufekci, 1997).


3.3 Materiales hidráulicos activados alcalinamente

3.3.1 Reseña histórica de los materiales obtenidos por activación alcalina.

El primer estudio relacionado con disoluciones alcalinas fue llevado a cabo por el investigador alemán Kuhl en el año de 1930, quien trabajó con el endurecimiento de cenizas molidas con hidróxido potásico. Aproximadamente una década después, (Purdon, 1940) logró determinar la reactividad de las escorias mediante el empleo de hidróxido de sodio y potasio, realizando el primer estudio sobre cementos sin clinker, basado en escorias y disoluciones alcalinas. Posteriormente hacia 1957, V. D. Glukhovsky halló la forma de generar materiales cementantes partiendo de aluminosilicatos con bajo o sin ningún contenido de calcio y disoluciones alcalinas. En la década de los 80, (J. Davidovits, 1981) elaboró materiales cementantes a partir de la activación alcalina de caolín calcinado, caliza y dolomita, logrando materiales del primer tipo descrito por Glukhovsky. Algunos años después, (Krivenko, 1986) comprobó que los medios acuosos de alta alcalinidad con sales alcalinas, silicatos y aluminosilicatos (de origen natural o artificial) y en ausencia de calcio, tienen la capacidad de reaccionar químicamente para formar un material resistente al agua y de carácter similar a las zeolitas.

3.3.2 Activación alcalina

En la actualidad es posible pensar en una forma diferente de sintetizar materiales para la construcción, es decir sin utilizar cemento Portland. La activación alcalina de materiales consiste en un proceso que bajo condiciones altamente alcalinas y cortos periodos de curado, permite obtener materiales con buen comportamiento cementante (Skvara et al., 2005; Fernández-Jiménez y Palomo, 2005). Los activadores alcalinos son aquellos cuya función es acelerar la solubilización de la fuente de aluminosilicato, así como de ayudar en la formación de hidratos estables de baja solubilidad y promover la formación de una estructura sólida. Tales activantes pueden tratarse de compuestos alcalinos o alcalinotérreos, entre ellos: hidróxidos (ROH, R (OH)2), sales de ácido débil (R2CO3, R2S, RF), sales de ácido fuerte (Na2SO4, CaSO4.2H2O) y sales silícicas del tipo R2O(n) SiO2 donde R es un ión alcalino del tipo Na, K o Li. Cabe mencionar que los activadores más empleados son el NaOH o KOH, silicatos y carbonatos (Rodríguez, 2009). Hay varias fuentes que pueden ser empleadas como insumo para la activación alcalina. Entre las fuentes principales se encuentran los minerales de composición básica de sílice y alúmina en estado amorfo, que le permite adquirir una alta reactividad (Davidovits, 1991; 2002). Se incluyen como posibles fuentes residuos industriales: cenizas volantes, diferentes tipos de escorias, arcillas, así como materiales con altos contenidos de calcio


(escorias siderúrgicas) los cuales pueden conferir mejoras en el desempeño mecánico de los materiales (Yip et al., 2005; 2008). Así mismo, diversos autores han demostrado que la activación alcalina de materiales silicoaluminosos de estado amorfo o de fase vítrea con disoluciones bajo condiciones fuertemente alcalinas y tras un breve periodo de curado a baja temperatura (50-100ºC), produce un material con buenas propiedades cementantes (Skvara, 2005) (Fernández- Jiménez y Palomo, 2005).

3.3.3 Aspectos químicos

Si bien es cierto que existe una enorme similitud con la composición de los cementos convencionales, también existen diferencias apreciables a nivel estructural. Al realizar una simple comparación entre los productos de reacción de los cementos portland y los generados mediante activación alcalina, se encuentra que los productos de reacción del primero son silicatos cálcicos hidratados que reciben el nombre de gel CSH y Portlandita Ca(OH)2, mientras que los cementos obtenidos por activación alcalina presentan una estructura tridimensional polimérica de tetraedros de Al3+ y Si4+, principalmente amorfa, con huecos donde se sitúan cationes monovalentes (Na+ o K+) cuyo objetivo es el de contrarrestar la carga negativa asociada a los tetraedros de Al3+ (Iborra, 2011). De acuerdo con la ausencia o presencia (bajas concentraciones) de calcio, se presentan dos tipos de activación alcalina (Iborra, 2011):

Sistema de activación alcalina con Geopolímeros

Este sistema se denomina comúnmente como cemento del suelo, geopolímeros o geocementos. Se caracteriza por que los productos se obtienen a partir de la reacción entre aluminosilicatos sin calcio (arcilla, caolín, metacaolin, cenizas volantes sin calcio) y disoluciones alcalinas. La ecuación 3 representa el sistema de activación alcalina con geopolímeros. M2O-Al2O3-SiO2-H2O (3)

Cementos activados alcalinamente

Suelen conocerse como cementos activados alcalinamente. En este sistema se mezclan aluminosilicatos que contienen calcio en bajas concentraciones como por ejemplo escorias, cenizas volantes y disoluciones alcalinas. En aquellos casos en los cuales la cantidad de calcio es abundante, se pueden generar mezclas de estructuras (propias de estos sistemas y de geles CSH). La ecuación 4 representa este sistema.


M2O-MO-Al2O3-SiO2-H2O (4)

La reacción química que es producida durante una reacción de activación alcalina, se representa a través de las ecuaciones 5 y 6:

(5)

(6) (PG-3, 2001)

Donde n representa el número de moles. Esta reacción es típica de los procesos de geopolimerización, en la cual en una fase inicial y mediante el suministro de una fuente adicional de silicio, ocurre un proceso de disolución de los aluminosilicatos en el medio alcalino. A partir de dicho momento los monómeros de Si y Al condensan formando complejos (dímeros, trímeros, etc.) conocidos también como precursores geopoliméricos. Poco a poco estos aumentan su número y concentración, dando lugar a estructuras más complejas. El proceso es tan rápido que no da tiempo a estas estructuras a organizarse en forma cristalina, generándose estructuras amorfas (Iborra, 2011).

3.4 Geopolímeros

La asombrosa durabilidad de los concretos y morteros antiguos comparados con sus equivalentes de la época moderna, despertaron el interés por investigar y determinar la naturaleza exacta de esos compuestos iniciales. Durante la década de 1950 apareció por primera vez la idea de desarrollar sistemas alcalí- activados que contenían silicato de calcio hidratado y fases de aluminosilicato, los cuales fueron implementados en algunas construcciones en Rusia. Este primer avance fue logrado por Victor Glukhovsky y Pavel Krivenko en Ucrania, donde inicialmente recibieron el nombre de “silicatos del suelo” (Komnitsas y Zaharaki, 2007).

3.4.1 Definición Son una nueva clase de materiales consistentes en aluminosilicatos álcali-activados formados bajo una reacción geosintética alcanzada a bajas temperaturas, los cuales han


despertado el interés a la comunidad científica, y al público en general, pues exhiben excelentes propiedades como resistencia química, térmica y mecánica, además de tener una amplia variedad de aplicaciones potenciales (Davidovits,1991). Estas propiedades se deben básicamente a la estructura de cada material, que pueden adaptarse a diferentes aplicaciones, por lo que la geopolimerización podrá verse afectada por características como la composición mineralógica, relación sílice/ alúmina, concentración de álcalis, morfología del reactivo, superficie específica, entre otras (Hua y Van Deventer, 2000; 2002). El término de “geopolímero” fue acuñado por Joseph Davidovits en el año de 1972 (Davidovits y Comrie, 1988; Davidovits, 1994), haciendo referencia a una familia de aglomerantes minerales que se encuentran muy relacionados con las zeolitas artificiales debido a la similitud de sus estructuras poliméricas, y a que la formación de los materiales geopoliméricos siguen muchas de las mismas rutas que cumplen las zeolitas. Sin embargo, la gran diferencia entre estos dos radica en que durante la geopolimerización, una vez el polvo de alumino-silicato se mezcla con la solución alcalina se forma una pasta que endurece rápidamente, por lo que no hay suficiente tiempo y espacio para que el gel o pasta pueda crecer en una estructura bien cristalizada (Kamel et al, 2011).

3.4.2 Estructura de los Geopolimeros Es bien sabido que para llevar a cabo la síntesis de geopolímeros se requiere la presencia de tres tipos de fuentes denominadas: materiales de partida, relleno inactivo, y solución geopolimérica (Ikeda, 1998). Los materiales de partida pueden ser minerales naturales (Xu y Van Deventer, 2000), desechos industriales (Van Jaarsveld et al, 1997) (Cheng y Chin, 2003), arcillas calcinadas (Palomo y Glasser, 1992) (Rahier et al., 1996), rocas volcánicas o mezclas de varios materiales (Xu y Van Deventer, 2002). El relleno inactivo, conformado básicamente por caolinita o metacaolinita es usado para suministrar Al3+. La solución geopolimérica es una solución álcali de hidróxido que se requiere para la disolución de los materiales de partida, mientras la solución de silicato de sodio (o de potasio) actúa como aglomerante, álcali- activador o dispersante. La reacción se puede lograr de manera adecuada si son combinados a bajas temperaturas (<200oC) y bajo un curado a temperatura ambiente. En términos generales los geopolímeros consisten en una red de sialatos, los cuales están conformados por moléculas tetraédricas de SiO4 y AlO4, enlazados de modo alterno con átomos de oxígeno compartidos; el conocimiento de su modelo estructural aun representa un desafío, por lo que el mecanismo exacto de su configuración y endurecimiento se encuentran en investigación (Álvarez, 2010).


Los anillos o cadenas de polímeros con Si4+ y Al4+ en número de coordinación IV con oxígeno se denominan polisialatos, y de acuerdo con su estructura pueden ser expresados mediante la siguiente fórmula (Rodríguez et al., 2009) (Davidovits, 1991). Mn-(SiO2)z - AlO2)nwH2O (7) Donde: M hace referencia a un catión monovalente (K+ o Na+) n es el grado de policondensación. z puede tomar valores entre 1, 2 o 3, de este modo si z= 1 es de tipo polisialato, si z=2 la red será poli (sialato-siloxo), y si vale 3, la red será poli (sialato-disiloxo), como se muestra en la figura 2. Es importante destacar que los iones que poseen carga positiva denominados cationes, tales como el Na+, K+ o Ca2+, cumplen un rol fundamental al neutralizar la carga negativa del Al3+ y se alojan en las cavidades de la estructura (Rodríguez et al., 2009). Figura 2. Representaciones de polisialatos. Fuente: (Bentour, 1997).


3.4.3 Mecanismo de Geopolimerización La Geopolimerización consiste en un proceso exotérmico que se lleva a cabo a través de oligómeros (dímeros, trímeros) que proporcionan las estructuras necesarias para la construcción de la macromolécula tridimensional (Davidovits, 1988a). Los pasos básicos de la Geopolimerización implican:

1. Disolución de sólidos de óxido de alumino-silicato en solución MOH (M: álcali metal). Esta etapa es fundamental, cumpliendo una doble función: En primer lugar, las especies que forman polisialatos son liberadas de los materiales iniciales de forma similar a como sucede en la formación de los precursores de la zeolita (Grutzeck y Siemer, 1997) (Duxon et al, 2007). En segundo lugar, la disolución activa la superficie y las reacciones de unión toman lugar contribuyendo de forma significativa a la resistencia final del material. Bajo condiciones alcalinas, los aluminosilicatos adquieren una gran reactividad, y en términos generales se cree que el proceso inicia gracias a la participación de iones hidroxilo. De hecho, se ha encontrado que a mayor cantidad de iones hidroxilo se facilita más la disolución de diferentes especies de silicato y aluminato, lo que a su vez origina la polimerización adicional (Davidovits, 1988b) (Phair et al., 2000) (Yip et al., 2005).

Por el contrario, si las condiciones alcalinas son muy altas (superiores al 30% en moles de Na2O) la conectividad de los aniones de silicato puede ser reducida resultando por lo tanto en una pobre polimerización. Algunos estudios han señalado incluso que el grado de disolución es mayor cuando se usa NaOH en lugar de KOH, debido al tamaño más pequeño del Na+ que puede estabilizar mejor los monómeros y dímeros de silicato presentes en la solución, mejorando la velocidad de disolución de minerales (Xu y Van Deventer, 2000a).

2. La difusión o el transporte de complejos de Al y Si disueltos desde la superficie de la partícula al espacio inter-partícula.

3. La formación de una fase de gel resultante de la polimerización entre la solución de silicato añadido y los complejos de Al y de Si.

4. El endurecimiento de la fase de gel (Xu, 2001).

El siguiente esquema de reacción es propuesto por Xu y Van Deventer (2000b) para la policondensación, teniendo lugar durante la geopolimerización de los minerales (ver reacciones 8,9 y 10):


(8)

(9)

(10)

Donde: M: Representa el sodio o el potasio s: Estado sólido n: cantidad de moles de activador alcalino m: cantidad de moles de agua Gel o gel amorfo hidratado: (mezcla bifásica de agua y aluminosilicatos que ocupa el espacio entre las distintas partículas sin reaccionar). Material: cualquier material formado por sílice y alúmina Según se aprecia en las ecuaciones indicadas anteriormente, durante las reacciones (6) y (7) la cantidad de material de Al-Si empleado depende del tamaño de partícula, el grado de disolución de Al-Si de los materiales y de la concentración de la solución alcalina. Por otra parte, la formación de gel [Mz (AlO2) x (SiO2) y. n MOH mH2O] se basa esencialmente en el grado de disolución de los materiales de alumino-silicato, mientras que la formación de geopolímeros con estructura amorfa se presentan en la ecuación 8.

3.4.4 Propiedades de los geopolímeros

Las propiedades y microestructura de los geopolímeros, están fuertemente asociadas a la naturaleza de los materiales de partida incluso aunque las características macroscópicas de los geopolímeros basados en alumino-silicato parezcan similares, debido a que presentan la misma fase de gel y unión Si-Al. Dicha influencia de los materiales de partida en la homogeneidad de la microestructura de los geopolímeros ha sido demostrada mediante análisis microestructurales, encontrándose además que puede afectar propiedades como la conductividad térmica, y la resistencia a la comprensión. Ésta última es fundamental si se tiene en cuenta que es extensamente empleada como herramienta para evaluar el éxito de la geopolimerización, y que es un indicador de la utilidad de los materiales en diferentes aplicaciones en la industria de la construcción (Komnitsas y Zaharaki, 2007). Se ha reportado que los materiales minerales sintéticos pueden poseer propiedades tales como superficies duras (4-7en la escala de Mohs), estabilidad térmica, suavidad de


superficie y moldeabilidad, siendo útiles para moldear objetos de arte, cerámica, así como en la construcción de materiales (Davidovits, 1988c). La temperatura que se requiere para el proceso de geopolimerización es de alrededor de 25 a 80ºC, mientras que la presión no es tan fundamental, aunque a veces se requiere, en especial en aquellos casos en los cuales la porosidad del producto final deba ser más baja de lo normal. En ocasiones y según sean las condiciones del sistema, la integridad estructural y la fuerza se desarrollan en un periodo muy corto de tiempo (6 minutos), sin embargo por lo general el 70% de la resistencia a la compresión final que se desarrolla ocurre en un tiempo de 4 horas de fraguado (Davidovits, 1994) (Palomo et al., 1992). De este modo, la resistencia a la comprensión final a 28 días puede llegar a alcanzar entre 70 y 100 MPa (Hardjito et al., 2002) (Hermann et al., 1999). Como se aprecia en la tabla 1, la baja permeabilidad es otra propiedad interesante, que resulta fundamental a la hora de inmovilizar metales tóxicos (Davidovits, 1994).

Tabla 1. Valores de permeabilidad en cm/s. Fuente: (Davidovits, 1994)

Material Permeabilidad

Arena 10-1 a 10-3

Arcilla 10-7

Granito 10-10

Cemento con ceniza volante 10-6

Cemento Portland 10-10

Geopolímeros aglomerantes 10-9

Los geopolímeros han demostrado además una buena resistencia al ataque de ácidos comparado con el cemento portland, como se muestra en la tabla 2 (Davidovits y Comrie, 1988).

Tabla 2. Disolución con soluciones acidas al 5% (% de matriz disuelta en condiciones idénticas). Fuente:

(Davidovits y Comrie, 1988).

Matriz H2SO4 HCl

Cemento portland 95 78

Cemento portland/ mezcla con escoria

96 15

Cemento de aluminato de calcio 30 50

Geopolímero 7 6


Entre otras propiedades se destacan: Baja expansión álcali-agregado, buena resistencia a cambios en ciclos hielo-deshielo, a sulfatos y a la corrosión, así como una adecuada encapsulación de residuos peligrosos (Davidovits, 1988d). Su comportamiento señala además un muy bajo encogimiento en aire después del secado, evitando así la formación de grietas (Davidovits, 1988a).

3.4.5 Aplicaciones industriales de los geopolimeros e importancia

Estos materiales incluyen una amplia variedad de aplicaciones potenciales, entre ellas se encuentran usos como recubrimientos y adhesivos, desarrollo de nuevos aglutinantes para componer fibras, encapsulamiento de residuos, piedras artificiales decorativas, aislamiento térmico, usos de fundición, sistemas de resinas de alta tecnología, contenedores de residuos radiactivos y tóxicos, artes, decoración, arqueología, entre otros (Jara, 2008). Además sus propiedades y usos han generado una gran expectativa, pues se empiezan a explorar en muchas disciplinas y campos del saber: química inorgánica moderna, química, física, mineralogía, geología, y demás tipos de procesos tecnológicos e ingenieriles.

3.4.6 Geopolimeros para tratamiento e inmovilización de residuos Debido a su particularidad de aplicación a una amplia gama de residuos peligrosos, a su bajo costo y flexibilidad, los geopolimeros recientemente se han llegado a convertir en uno de los métodos de solidificación /estabilización (S/E) de contaminantes más populares (Van Jaarsveld y Van Deventer, 1999). Los mecanismos de inmovilización de metales pesados dentro de la matriz geopolimérica incluyen la absorción física y encapsulación química. Una pequeña cantidad de sílice y alúmina presente en la superficie de la partícula pueden ser suficientes para disolver y dar lugar a la reacción en la cual la mezcla solidifique permitiendo la inmovilización de los metales pesados contenidos en su interior (Van Jaarsveld et al., 1997). Para lograr la geopolimerización de materiales de desecho, se requiere de un medio alcalino que sea capaz de disolver la sílice y alúmina, así como hidrolizar la superficie de las partículas del residuo. Por otra parte, la presencia de K+, Na+ y Ca2+, también es necesaria debido a su balanceo de carga y funciones de catalizador.

Se podría decir que la reacción en la superficie de las partículas de desecho, así como su participación en la reacción de síntesis, dependerá de cuatro factores principales, los cuales son (Kruger, 1990):


(1) Su mineralogía (2) contenido de sílice y alúmina (3) Finura o reactividad del área de la superficie (4) Morfología. La inmovilización de metales pesados en sistemas geopoliméricos se cree que no es alcanzada sólo por agentes físicos como la encapsulación, sino también mediante la adsorción de iones metálicos en la estructura del geopolímero e incluso la unión de esos iones metálicos en la matriz (Van Jaarsveld et al., 1995). No obstante muchos de los detalles exactos del proceso por el cual los cationes de los metales pesados son incorporados en la estructura geopolimérica no son totalmente entendidos aún. Por otra parte, debido a que los residuos contienen diferentes metales pesados, se cree que factores como la variación de su composición y la naturaleza de estos, pueden interferir en el comportamiento de la inmovilización e influir en la matrices geopoliméricas (Phair y Deventer, 2002; 2004).

3.5 Ceniza volcánica

3.5.1 Definición

Se entiende por ceniza volcánica a todo material magmático que se encuentre fragmentado finamente o pulverizado, y que esté constituido por granos individuales inferiores a 2 mm de diámetro (Lockwood y Hazlett, 2010). Su génesis ocurre a partir de la fragmentación del magma y de materiales en el cono del volcán que provienen de erupciones previas (Wohletz y Krinsley, 1982; Büttner et al., 1999), aunque las fuerzas que causan la fragmentación explosiva aún no han sido explicadas de manera satisfactoria (Zimanoswky et al., 2003).

3.5.2 Génesis de los suelos derivados de cenizas volcánicas

En general se han descrito tres mecanismos por medio de los cuales se cree que se originan las cenizas volcánicas, los cuales son (Lizcano et al., 2006):

La ruptura del magma debido a la vesiculación La fragmentación del magma, debido a los altos esfuerzos térmicos La pulverización de la lava en las paredes de la chimenea del volcán durante la

erupción.


Por lo anterior, el proceso de génesis de los suelos volcánicos inicia entonces con la generación de una nube de piroclastos que tiene lugar durante la erupción volcánica, conformada por partículas de diámetro muy diminutas. La figura 3 muestra el proceso de formación de los suelos de cenizas volcánicas. Los suelos derivados de cenizas volcánicas se desarrollan a través de una serie de etapas de trasformación química y física de los depósitos de cenizas volcánicas, donde procesos tales como la disolución, lixiviación y precipitación de compuestos alteran los minerales, su morfología, tamaño de partícula, así como la porosidad. Una cantidad de variables hacen parte de esta evolución, entre ellas las condiciones climáticas y el tiempo (los cuales influyen en la presencia de fluidos disponibles para las diversas reacciones químicas que participan), la tasa a la cual ocurren las reacciones, la migración de compuestos, la distribución de tamaño de partícula, entre otros (Chadwick et al., 2003; Townsend, 1985).

Figura 3. Formación de suelos derivados de cenizas volcánicas. Fuente: (Lizcano et al, 2006).

El efecto del material parental es uno de los más importantes, pues la meteorización depende de la existencia de minerales ácidos o básicos, lo anterior si se tiene en cuenta que los minerales ácidos son más resistentes a la meteorización que los básicos (Townsend, 1985). Generalmente, a partir de dicho proceso se obtiene una composición elemental rica en Si, Al y cationes base (ej. Na, Ca), los cuales son disueltos y removidos de las capas superficiales, mientras que el Al tiende a permanecer. Con el tiempo, a medida que el clima se hace más húmedo, ocurre una mayor disolución y se alcanza a eliminar el Al progresivamente (Ziegler et al., 2003; Nanzyo, 2004).


Otro factor clave a considerar, que influye en la producción de las cenizas volcánicas, y por ende en la formación de los suelos, es el volumen de agua requerido durante la transferencia de energía térmica en energía mecánica, pues las erupciones húmedas (agua parcialmente consumida) conducen a la producción de capas de cenizas de poco espesor (escala: cm), pero las erupciones secas (agua completamente consumida) conllevan a la formación de capas de lapilli densamente laminadas y capas espesas de cenizas (escala: dm – m) (Büttner et al., 1999). Además, la energía de erupción volcánica determina el tamaño de la nube de cenizas y la altura que finalmente alcanzará. La morfología de la ceniza está determinada por el mecanismo de formación de estas, por lo que pueden ser en forma de bloque o vesiculares. Las cenizas en bloque poseen las superficies planas como resultado de la fractura vítrea del magma, mientras que las cenizas vesiculares pueden tener texturas de gota de agua o superficies formadas por la ruptura del material a través de zonas que presentaban burbujas de aire (Wohletz y Krinsley, 1982). Tanto la morfología como la textura, son características variables durante todo el proceso, desde que son emanadas hasta su deposición (Lizcano et al, 2006). Por otra parte, factores tales como la forma, esfericidad, rugosidad, superficie específica, composición química y carga electrostática definen la velocidad de deposición y la distancia de transporte, así como la dinámica y la interacción entre las partículas, por lo que contribuyen a determinar la separación o agregación de estas (Riley et al., 2003).

3.5.3 Localización y distribución en Colombia

A nivel mundial, los suelos constituidos por cenizas volcánicas abarcan cerca del 0,84% de la superficie, y se encuentran presentes fundamentalmente en las regiones tropicales (Quantin, 1986; Shoji et al., 1993). En Colombia, las cenizas volcánicas que han dado origen a los suelos fueron liberadas durante las erupciones del complejo de volcanes Ruiz-Tolima en el Holoceno y Pleistoceno (alrededor de los últimos 20.000 años) del período Cuaternario, los cuales ocupan alrededor del 11,6% del territorio, y están ubicados en áreas de significativo crecimiento económico y demográfico (Lizcano et al., 2006). Su extensión abarca desde el Eje Cafetero (departamentos de Antioquia, Caldas, Risaralda y Quindío) en el centro del país, hasta los departamentos de Tolima, Cauca y Nariño hacia el sur oeste del mismo. La figura 4 ilustra la ubicación de los suelos derivados de cenizas volcánicas en Colombia y la ubicación de los principales volcanes.

3.5.4 Composición y características Físico-Químicas

La composición química de los productos volcánicos depende de la naturaleza de cada sistema volcánico. Su mineralogía resulta ser de gran importancia, pues esta ejerce una gran influencia sobre otras características y sobre su comportamiento mecánico.


Los minerales primarios livianos (contenido: 70-95%, Gs < 2,8), donde Gs es la masa de sedimentos por unidad de ancho y tiempo (g/ m.s), son los principales componentes de las cenizas volcánicas, ya en una menor proporción se encuentran los minerales pesados (Gs > 2,8) (Shoji et al., 1993). Estos pueden incluir feldespatos (Gs = 2,2 – 2,4), cuarzo (Gs = 2,6 – 2,65), hornablenda (Gs = 3,0 – 3,4), hiperstena (Gs = 3,2 – 3,9), Augita (Gs = 3,2 – 3,6), magnetita (Gs = 4,5 – 5), biotita (Gs = 2,9 – 3,4), apatita (Gs = 3,1 – 3.2) y están formados principalmente por vidrio volcánico (Gs = 2,2 – 2,4) (Nanzyo, 2004). Tales minerales, particularmente el vidrio volcánico, presentan ciertas propiedades como tamaño, forma, carga eléctrica, energía superficial, entre otros, que los distinguen del resto de los minerales encontrados comúnmente en suelos sedimentarios (Lizcano et al., 2006).

Figura 4. Distribución espacial de los volcanes (▲) y de los suelos derivados de cenizas volcánicas (área achurada) en Colombia. Fuente: (IGAC, 1996).

Su clasificación convencional está dada según su composición, particularmente con respecto al contenido de sílice, a partir del cual las cenizas se dividen en: riolíticas, daciticas, andesíticas, y basalto- andesíticas, cuyos porcentajes en orden decreciente representan desde un 78,05% hasta un 47,6% de contenido de Silice (Shoji et al., 1993). Un estudio profundo dirigido por la Unión de Ciencias Geofísicas dio lugar a la clasificación presentada en la figura 5, basado en la sílice y el contenido de álcali y se refiere como la clasificación TAS (del inglés total alkali-silica) (Siebert et al., 2010).


En nuestro territorio, la mayoría de las cenizas son de tipo dacítico, las cuales poseen altos contenidos en feldespato plagioclasa, vidrio volcánico, anfíbola, piroxena y son escasas en cuarzo (Arango, 1993). Estos suelos derivados de cenizas volcánicas poseen estructura cementada, altamente porosa, y conformada por agregaciones distribuidas al azar de limos y minerales de la fracción arcilla (Lizcano, 2006). Por lo general, su cementación es producida por minerales de arcilla tales como alofana, imogolita, haloisita y ferrihidrita, o compuestos de humus y Al/Fe y opalina silícea, minerales que se generan fundamentalmente por la alteración de vidrio volcánico, feldespatos, anfíbola y piroxena. Figura 5. TAS (silice-alcali total) clasificación de los diferentes tipos de rocas volcánicas. Fuente: (Siebert et al., 2010)

3.5.5 Consideraciones ambientales relacionadas con la ceniza volcánica

Durante las erupciones volcánicas diferentes tipos de compuestos tales como gases, magma, tefra, y elementos volátiles, son liberados al ambiente (Allard et al., 2000; Ruggieri et al., 2010). Dentro de los principales gases asociados se encuentran agua, dióxido de carbono, hidrógeno, sulfuro de hidrógeno, monóxido de carbono y fluoruro de hidrógeno (Witham et al, 2005). Estos gases y metales de azufre y halógeno se retiran posteriormente de la atmósfera mediante procesos de reacción química, deposición seca y húmeda, y por adsorción sobre la superficie de partículas finas de tefra (Witham et al, 2005).La tefra hace referencia a productos volcánicos fragmentados, los cuales se han


clasificado de acuerdo a su tamaño, así: los fragmentos que son inferiores a 2 mm se denominan cenizas, los que se encuentran entre 2-64 mm se denominan lapilli y los fragmentos mayores a 64 mm se denominan bloques (Schmid, 1981). De todos estos materiales, la ceniza volcánica se constituye precisamente como uno de los productos de más amplia distribución. Estudios han demostrado que las erupciones volcánicas son capaces de causar graves repercusiones ambientales, logrando afectar de manera simultánea muchos ciclos en el sistema de la tierra, impactando el agua, el suelo, los sedimentos superficiales (Jones and Gislason, 2008), además de generar perjuicios sobre la vegetación, el ganado y la salud humana (Witham et al, 2005). Incluso se ha encontrado que pequeñas cantidades de ceniza pueden interrumpir la infraestructura, como las redes de transporte, los suministros de electricidad y agua y de aguas pluviales y sistemas de alcantarillado (Blong, 1984; Johnston et al., 2000). Cabe anotar que uno de los mayores impactos a nivel ambiental ocurre debido al aporte natural de elementos químicos sobre la superficie de la tierra, muchos de los cuales tienen un alto potencial de toxicidad (Armienta et al, 2002) (Risacher y Alonso, 2001) (Witham et al, 2005). A continuación se presenta una recopilación de las diversas investigaciones que han girado en torno a este tema

Efectos de la ceniza volcánica en el agua

Uno de los más importantes impactos ambientales de la caída de la ceniza se debe a la presencia de materiales hidrosolubles en su superficie (Ruggieri et al., 2012), pues es bien conocido que una vez entra en contacto con el ambiente acuático, proporciona una contribución natural de elementos traza tóxicos sobre el suelo en el cual son depositadas (Allard et al., 2000; Stewart et al., 2006; Jones y Gislason, 2008). Entre estos se encuentran ácidos, sales de metales y gases que son adsorbidos por la superficie de la tefra, particularmente por las cenizas volcánicas, las cuales debido a su enorme solubilidad se disuelven rápidamente en el agua (Frogner et al., 2001). Estas acumulaciones superficiales solubles han recibido el nombre de lixiviados de cenizas en investigaciones previas (Witham et al., 2005). Existen diversos factores que pueden afectar la especiación y el volumen de los lixiviados de las cenizas, entre ellos se encuentran la solubilidad de los gases, los niveles de desgasificación del magma, la composición de la fuente del magma, el tamaño de partícula de la tefra, las relaciones gas/ceniza y el tiempo consumido durante la nube volcánica (Oskarsson, 1980; Armienta et al., 2002; Witham et al, 2005). Por otra parte, la concentración de los lixiviados es altamente dependiente del volumen de agua que entra en contacto con la ceniza, ya sea agua lluvia o flujos de agua superficiales, de este modo, ante la presencia de una estación lluviosa por ejemplo, el volumen de agua será alto y por lo tanto, las concentraciones serán más bajas (Witham et al, 2005). La liberación rápida de metales y nutrientes a partir de la mezcla de la ceniza con agua superficial o de lluvia, ha sido foco de atención por diversas investigaciones (Gislason et


al., 2002; Uematsu et al., 2004; Flaathen y Gislason, 2007), y estudios experimentales (Frogner et al, 2001; Duggen et al., 2007). Por lo anterior, existe buena información disponible acerca de la composición de los lixiviados de las cenizas volcánicas. Un estudio de carácter relativamente reciente realizado por Witham et al (2005) resume los resultados de alrededor de 55 reportajes de cenizas volcánicas de investigaciones en 27 volcanes. Se han encontrado cerca de 55 componentes solubles, de los cuales algunos como el sodio, calcio, magnesio, cloruro, sulfato y fluoruro reportan las concentraciones más altas. Si bien, son varios los componentes presentes que requieren atención, los estudios en su mayoría se han enfocado al análisis de consecuencias como el incremento de los niveles de turbiedad, acidez y fluoruros, prestando muy poca atención a otros elementos contaminantes también asociados a la ceniza volcánica (Collins, 1978; Oskarsson, 1980; Weniger et al., 1983; Cronin and Sharp, 2002). De acuerdo con lo anterior, por lo general los estudios se han centrado en el análisis de la contaminación del agua potable y el daño a los sistemas de suministro, dado que la deposición de la ceniza puede afectar los tanques de agua descubiertos (Witham et al, 2005), y la subsiguiente lixiviación de los ácidos adsorbidos reducen el pH a niveles muy bajos, incluso por debajo de los límites aceptables para el consumo o para la protección de la vida acuática (Le Guern and Chevrier, 1980). Con el tiempo, esta agua acidificada podría corroer las tuberías y sistemas de distribución, generando un aumento en la concentración de metales, y el daño a reservorios y drenajes. La acidificación del agua es un problema muy común, y en el caso de la deposición de la ceniza volcánica puede ocurrir con mayor frecuencia, ya que sus recubrimientos son muy ácidos por la presencia de ácidos minerales fuertes tales como H2SO4, HCl y HF (Stewart et al, 2006). Hay varios ejemplos de la acidificación de las aguas naturales y reservas de agua por la caída de ceniza volcánica. En el año de 1.969, las erupciones del Ruapehu depositaron cerca de 6-7 mm de ceniza en los flancos occidentales de la montaña, contaminando los suministros de agua (Collins, 1978). En el pueblo Iwikau, ubicado en la base de Whakapapa skifield, se registraron niveles de pH que van desde 4,4 hasta 6,0 se en los suministros de tanques del techo. Un poco más abajo en la montaña, la villa Whakapapa recibió 6.1 mm de ceniza, por lo que el pH de su agua corriente suministrada se registró en 5.6. Incluso muchos otros estudios han reportado casos similares (Wilcox, 1959; Cronin y Sharp, 2002). Otro problema de contaminación típico es el reporte de incrementos de la turbiedad debido a la suspensión de las cenizas en el agua (Wilcox, 1959; Collins, 1978; Blong, 1984). Si bien, la turbiedad no genera efectos directos en la salud, las partículas pueden proteger los microorganismos de los efectos de la desinfección y estimular el crecimiento bacteriano. Por lo tanto, un tratamiento adecuado y eficaz, incluyendo la desinfección final depende del control de la turbiedad (Stewart et al, 2006). En este orden de ideas, la suspensión de ceniza volcánica en el agua puede exceder los límites para la turbiedad. Un acontecimiento relacionado, fue reportado después de la erupción del Monte St. Helens en EEUU, en el cual se registraron aumentos en la incidencia de giardiasis transmitida por el agua, incluso después de varios meses, alcanzando sitios relativamente lejanos (Weniger et al., 1983). Por otra parte, Witham et al (2005) describe el fluoruro (F-) como el principal elemento tóxico adsorbido en la ceniza, y sugiere que se ejerza un control sobre futuras erupciones


de seis volcanes (Avacha, Galunggung, Grimsvötn, Hekla, Lonquimay y Ruapehu), a fin de evaluar los riesgos asociados y derivados de este elemento. Se han registrado varios casos de contaminación por fluoruro después de explosiones volcánicas. Un ejemplo fueron las elevadas concentraciones de flúor que se midieron temporalmente en ríos y arroyos ubicados cerca de Hekla, después de su erupción (1947-1948), los cuales alcanzaron valores hasta de 9,5 mg/L de corriente cuando inicialmente no superaban los 1,6 mg/L (Stefansson y Sigurjónsson, 1957). En Vanuatu, la erupción del volcán Lopevi (2003), ocasionó que los tanques de agua alimentados de lluvia elevaran sus valores de fluor de 0,4-0,7 mg/L a 1,3-2,7 mg/L bajo una capa de 1 mm de ceniza y 10 mg /L bajo una capa de 3 mm (Cronin et al., 2003). Otro caso fue el del volcán Ruapehu en Nueva Zelanda, en el cual se reportó un nivel de 6 mg/L de fluoruro en el agua del tanque del techo en la villa Iwikau durante el año de 1969 (Collins, 1978). Aunque estos valores están por encima de los límites máximos permitidos señalados por la Organización Mundial de la Salud, el cual es de 1,5 mg/L, se debe tener en cuenta que los casos previamente presentados han sido de corta duración, y no pueden ser considerados necesariamente como preocupantes, ya que los estándares de agua potable para contaminantes químicos hacen referencia a riesgos asociados con el consumo a largo plazo (Stewart et al, 2006).

Efectos de la ceniza volcánica en el suelo

El suelo es un sistema dinámico, vivo y natural, que está sujeto a modificaciones tanto en su homogeneidad como en sus condiciones ambientales (Reyes, 2010). Este se constituye como el principal sumidero y fuente de metales traza, especialmente cuando se encuentran bajo prácticas agrícolas (Zovko y Romic, 2011). Los metales traza son elementos que se encuentran presentes en concentraciones relativamente bajas (en el orden de mg/Kg) en la corteza terrestre, entre ellos figuran: los cationes (Ag+, Cd+2, Co+2, Cr+3, Cu+2, Hg+2, Ni+2, Pb+2, Zn+2), los metales nativos (Hg, V), los oxianiones (AsO4

-3, CrO4-2, MnO4 -2, HSeO3 -, SeO4 -2,), los halogenuros (F-,Cl-, Br-, I-),

y los organocomplejos iónicos (Ag, As, Hg, Se, Te, Tl), muchos de los cuales resultan ser esenciales para la dieta de los seres vivos, y contribuyen a su crecimiento y desarrollo (Galán y Romero, 2008). No obstante, a pesar de su importancia para la alimentación, en algunas ocasiones su acumulación a largo plazo en el perfil del suelo, puede superar el umbral o la capacidad y el equilibrio natural, por lo que deja de comportarse como un tampón del ecosistema, para convertirse en una fuente de sustancias tóxicas (contaminantes), que pueden afectar e interrumpir la funciones ecológicas y perjudicar la salud humana (Giller et al., 1998). Por lo general, los suelos tienen una enorme capacidad para unirse a los metales traza, debido a las superficies interiores y exteriores grandes que posee y a que son químicamente reactivos (Bartoli et al., 2007). La capacidad que tiene un suelo para retener metales traza depende de factores como la textura, contenido de materia orgánica, capacidad de intercambio iónico, los contenidos de óxido, pH, superficie


específica y contenido de carbonato (Alloway, 1995). En el caso de los metales pesados, estos pueden estar presentes en diversas formas químicas, y asociarse a diferentes componentes de los mismos, ya sea que se trate de minerales o materiales orgánicos (Martínez y Rivero, 2005), mediante procesos como la adsorción, precipitación, oclusión o por incorporación dentro de organismos vivos. Este proceso se puede observar en la figura 6 (Bigalke et al., 2010). Figura 6. Procesos de los metales pesados en el suelo. Fuente: (Hernández., 2009).

En este orden de ideas, los suelos volcánicos, principalmente los denominados Andosoles (IUSS, 2006), son escenarios particulares con propiedades específicas, que poseen una capacidad mucho más alta de unión con metales traza (Sugiyarto, 2013), los cuales presentan gran cantidad de aluminosilicatos amorfos neoformados y compuestos órgano-minerales (Fontes et al., 2004). En algunos casos, los andosoles pueden llegar a resultar contaminados, y si son intensamente explotados para la agricultura, la situación es agravada, ya que la presión del uso del suelo genera también degradación y erosión (Gianfreda et al., 2005). Por otra parte, la deposición de la ceniza volcánica en el suelo, afecta el flujo de oxígeno a la zona subyacente (Maun, 1998), por lo que hay menos disponibilidad para las plantas y organismos allí presentes. Este limitado flujo de oxígeno afecta entonces a la actividad microbiana, el ciclo de nutrientes, y la regeneración de las plantas para sobrevivir. La supervivencia de la vegetación dependerá de diversos aspectos como la profundidad de enterramiento, la altura de la vegetación, la frecuencia de eventos de deposición, la época del año, la composición de la vegetación, la capacidad de las plantas para responder de diversas maneras, y la transferencia de nutrientes (Maun, 1998; Aradóttir et al., 2010).


Algunas plantas anuales sin reservas mueren y quedan temporalmente ausentes, su regeneración ocurre tiempo después gracias a la lluvia de semillas y dependiendo de si existen sitios seguros para la germinación de la semilla y su crecimiento y desarrollo (Swedberg, 1986).

Efectos de la ceniza volcánica en la temperatura regional y

global

La actividad volcánica es diferente en cada volcán, estas pueden ir desde grandes columnas verticales de ceniza que poseen entre diez y cuarenta kilómetros de altura, con diversos tipos de materiales y fragmentos asociados, hasta aquellos que poseen la circulación de una ceniza densa y caliente, que puede alcanzar los 500°C, y enormes velocidades de entre diez y cien metros por segundo, lo que les convierte en fenómenos devastadores (Zimanowski et al., 2002; Avery, 2003). Los fenómenos volcánicos dispersan en el ambiente gran cantidad de ceniza de variable composición, que tienen la capacidad de causar efectos a nivel del clima, la temperatura global y regional. Tal es el caso descrito por Carrillo (1994), al señalar las repercusiones de la actividad volcánica ocurrida en Indonesia a finales del siglo XIX, en el cual las corrientes atmosféricas facilitaron la dispersión de ceniza alrededor del planeta. Pronto la atmósfera se caracterizó por un oscurecimiento generalizado y un descenso notable de la temperatura, por lo que fue denominado “año sin verano”. De igual manera, se han reportado otros procesos eruptivos como el del Monte de Santa Helena en Washington (1980) y el de Pinatubo en Filipinas (1991), los cuales emanaron una enorme cantidad de sulfatos a la atmósfera, ocasionando un descenso de la temperatura a nivel mundial, que se extendió durante aproximadamente dos años (Brasseur, 1992), hechos que se constituyeron factores de riesgo mayor, afectando el clima global. En 1982, sólo dos años después de la erupción del Santa Helena, ocurrió la explosión del Chichón en México, donde si bien el evento explosivo de la primera fue mayor, el Chichón arrojó mayor cantidad de aerosoles a la atmósfera así como grandes cantidades de azufre, que reaccionaron con el vapor de agua presente en la estratósfera, formando una bruma de gotas de ácido sulfúrico, que según las predicciones de la época habrían ocasionado un enfriamiento global en la superficie de la tierra de 0.3°C (Dollberg et al., 1986; Nicholls, 1996).

Efectos de la ceniza volcánica en los organismos biológicos

Existe una amplia evidencia científica sobre los notables efectos generados por la acción de la ceniza volcánica en los organismos vivos, así como de su potencial efecto tóxico. Se ha señalado que los lixiviados de las cenizas que poseen F, Al, Mn, Co, Ni, Cu, Ba,


Cd, y Pb pueden potencialmente inhibir el crecimiento biológico de los organismos (Sunda, 1988-1989; Bruland et al., 1991). Además metales como Zn, Cu, Cd, Pb y Ba en los lixiviados, pueden presentarse en concentraciones que representen riesgo a corto plazo para ciertas formas de vida acuática (Smith et al., 1983). Un ejemplo particular es el caso de los lixiviados de cenizas de la erupción del Monte St. Helens en 1980, que resultaron ser tóxicos para las algas azul-verdosas (McKnight et al., 1981). Un importante aspecto derivado del aumento de la ceniza volcánica en el agua, es el cambio en el nivel del pH, lo que incrementa el nivel de estrés de los ecosistemas. Este incremento de pH permite mantener una constante acidez que aumenta la disponibilidad de iones tóxicos como Cu2+ y Al3+ (Jones y Gislason, 2008). El Cu, es un metal que resulta ser potencialmente tóxico para los organismos, en especial cuando se encuentra en la forma iónica Cu+2 hidratado en las aguas superficiales y se liberan en grandes cantidades (Duggen et al., 2007). Se ha demostrado que las concentraciones de Cu+2 superiores a 10-11 mol/L pueden inhibir totalmente el crecimiento de las cianobacterias (Buck y Bruland, 2005), además de afectar las larvas de varios zooplancton (Sunda et al, 1990). El aluminio por su parte, puede resultar muy tóxico para los peces y otros organismos acuáticos. Investigaciones han encontrado que concentraciones de Al superiores a 5x10-6 mol/L son tóxicos para los peces (Gensemer y Playle, 1999). Además algunos ecosistemas terrestres tales como estanques, lagos y suelos pueden resultar afectados por la toxicidad de Al, modificando sus comunidades y poblaciones (Frogner-Kockum et al., 2006). Otro organismos afectados son aquellos que dependen del carbonato de calcio para la cáscara o la formación del esqueleto, pues han mostrado una alteración por el descenso del pH del agua del mar (Feely et al., 2004; Orr et al, 2005; Ridgwell et al., 2007). Como gran parte de la precipitación de carbonato biogénico se realiza por microorganismos (Milliman, 1993), una disminución de dichos organismos calcificantes podría traer graves repercusiones para el ciclo del carbono, así como en la estructura de la red alimentaria y la salud. Los descensos significativos en el pH del océano disminuyen las concentraciones de iones de carbonato, alterando así la saturación de CaCO3 (Orr et al., 2005). El CaCO3 polimorfo (aragonita y calcita) son las formas dominantes empleadas para la construcción de la cáscara, pero la diminución del pH reduce la disponibilidad del CaCO3, y en consecuencia, los organismos calcificadores muestran tasas reducidas de calcificación, malformación, y una mayor disolución de las conchas en aguas tanto templadas como tropicales (Langdon et al., 2000; Riebesell et al., 2000). Así mismo, otros compuestos tales como los halógenos, especialmente el F, cuando se encuentra en forma de F- o de HF, resultan ser tóxicos para los organismos con tejidos óseos (WHO, 1993; Witham et al., 2005). Estudios experimentales han dado fuerza a la hipótesis de que el depósito de tefra (ceniza) puede conllevar a un aumento de la productividad primaria marina, que se traduce en un incremento de bombeo biológico de CO2 atmosférico (Frogner et al, 2001; Duggen et al, 2007). Algunos estudios de enriquecimiento de hierro a mesoescala, han demostrado por ejemplo, que la adición de Fe a la clorofila de las aguas bajas del océano puede instigar a la elevada productividad primaria marina (Martin et al., 1994; Boyd et al., 2000). Existen evidencias de floraciones de fitoplancton observadas en lagos y océanos a través de datos de satélites (Smith y White, 1985) (Duggen et al., 2007),


además experimentos de bio-incubación han demostrado diatomeas utilizando los nutrientes de las cenizas volcánicas (Duggen et al., 2007). En el caso de los organismos del suelo, es bien conocido que al aumentar los contenidos de metales traza, se pueden ver afectadas negativamente las comunidades microbianas (Khan et al., 2010), así como los nematodos (Santorufo et al., 2012), las lombrices de tierra (Lourenço et al., 2011) y las plantas (Nagajyoti et al., 2010), y posteriormente, estos pueden ser transferidos en las cadenas alimenticias causando efectos tóxicos en animales y seres humanos (Zhao et al., 2012). La influencia de la ceniza volcánica sobre los insectos, al igual que otros componentes del ecosistema, depende de la cantidad y la naturaleza de los depósitos de la ceniza. Investigadores han encontrado que la distancia desde el origen de la inmigración, la humedad del suelo, y la textura fueron factores clave para la recolonización de insectos dentro de la zona de explosión, tras el suceso del volcán St Helens (Adams y Leffer, 1986), y en el caso de los artrópodos, estos fueron sensibles a la profundidad de la tefra depositada y al resurgimiento de las plantas después de la catástrofe, así como de las condiciones previas a la erupción (Sugg, 1986). De acuerdo con un estudio realizado después de la erupción del volcán Irazu en Costa Rica entre los años 1963-1965, la ceniza alteró las condiciones ecológicas de diferentes poblaciones de Insectos (Willie y Fuentes, 1975), aunque otras investigaciones en Hawai señalan que la actividad volcánica influyó en la estructura genética de las poblaciones de invertebrados, condicionando la fragmentación, el crecimiento masivo y el potencial para una evolución rápida (Vandergast et al., 2004). En vertebrados, los estudios citogenéticos desarrollados en animales expuestos a diferentes formas de contaminantes ambientales muestran una elevada frecuencia de células alteradas (Rubes et al., 1992; Gardner et al., 2000). Se han realizado estudios con Hámster expuestos a la inhalación de cenizas volcánicas, encontrándose que ocurren cambios a nivel de la función pulmonar, presentando problemáticas como alveolitis y áreas con fibrosis, así como infecciones inflamatorias agudas y crónicas del tracto respiratorio (Rivera et al., 2003).

Efectos de la ceniza volcánica en la agricultura y la

ganadería

La caída y sedimentación de ceniza volcánica en los suelos ubicados en áreas aledañas a volcanes presenta un impacto notable y prolongado a lo largo del tiempo, particularmente en tierras destinadas a cultivos, pastizales, y lotes destinados a horticultura, y ganadería (Blong, 1984). Entre los impactos reportados sobre la agricultura se encuentra el caso de la erupción del Monte St. Helens, que en 1980 ocasionó según estimativos cerca del 7% de disminución de la producción de cultivos en la zona afectada (Cook et al., 1981), en este se observó necrosis en la hojas del maíz (Kennedy, 1981), y un incremento en los niveles de azufre en los cultivos (Cook et al., 1981; Gough et al., 1981).


Además de la agricultura y la vegetación, existen efectos sobre el ganado, y algunos animales que forman parte de dichos paisajes expuestos. Lo anterior debido a que muchas erupciones han causado la contaminación de los pastos, por el contacto con los componentes adsorbidos por la ceniza, causando morbilidad y la mortalidad del ganado que puede presentar típicamente fluorosis. Hechos como este acaecieron tras las erupciones de los volcanes de Lonquimay, Hekla y Ruapehu (Cronin et al., 2003). Entre 1940 y 1950, la erupción del Paricutín en México causó la muerte de más de 4.500 bovinos, 500 caballos, y un número desconocido de ovejas debido a la respiración de las cenizas volcánicas (Rees, 1979). Otros casos son los reportados tras las erupciones de los volcanes Popcatepetl en México y el monte Hekla en Islandia (Armienta et al., 2002), en las cuales murieron alrededor de entre 7000-8000 ovejas, y el del volcán Ruapehu en Nueva Zelanda, donde varios miles de ovejas murieron en la erupción de 1995 (Cronin et al., 2003). También se ha mencionado de la existencia de cierto riesgo para los animales por el excesivo consumo de azufre (Cronin et al., 1998; Gregory and Neall, 1996).

Efectos de la ceniza volcánica en la salud humana

Se ha demostrado que la ceniza volcánica puede generar diversas alteraciones, que pueden ir desde trastornos leves como irritación de la piel y de las vías aéreas (Baxter et al., 1983), problemas de tipo respiratorio, estrés, aparición de fluorosis a nivel óseo y dental (Cronin y Sharp, 2002), hasta aspectos más graves asociados a enfermedades como el cáncer. Como se ha mencionado previamente, los volcanes tienen la capacidad de liberar grandes cantidades de metales y metaloides al ambiente (Cadle, 1980; Hinkley et al., 1999; Oppenheimer, 2003; Hansell et al., 2006; Castillo et al., 2013). Muchos de estos elementos tales como As, Cd, Cr, Hg, Ni, y Pb, resultan ser tóxicos e incluso poseen efectos carcinogénicos, o de estrés oxidativo, en aquellos casos en los cuales la exposición es repetitiva y excesiva. Para el ser humano, la principal vía de exposición a los metales y metaloides, la constituyen la ingestión de alimentos o agua, así como la inhalación (Varrica et al., 2014). Por lo anterior, es posible que los alimentos, el agua potable y el aire circundante en las zonas aledañas a los volcanes puedan contribuir de manera diferente a la absorción de oligoelementos. En cuanto al consumo se refiere, se ha encontrado que los elementos en fragmentos diminutos pueden pasar de las rocas y el suelo, al agua y la vegetación para ser incorporados por las cadenas alimenticias y posteriormente ingresar al cuerpo humano (Varrica et al, 2014). Existen artículos que reportan la acumulación de metales pesados en personas, así por ejemplo, un estudio desarrollado por Amaral et al (2008) reportó que el cabello de los hombres de Furnas (un pueblo rural en la isla de S. Miguel, Azores, que se caracteriza por la actividad volcánica) presenta concentraciones mucho más altas de Cd, Cu, Pb, Rb y Zn en comparación con la de los hombres de Santa María, una isla cercana, en la cual no se manifiesta actividad volcánica hace unos 3 millones de años. Varrica et al (2014), analizaron y detectaron metales en muestras de cabello, encontrando altas concentraciones de V, U, y en una menor medida As y Mn en


comunidades aledañas al volcán Etna en Italia. Los autores atribuyen las altas cantidades de arsénico a la desgasificación y a los fluidos volcánicos geotérmicos, y las de Manganeso a la lixiviación de basalto que alcanza las aguas subterráneas. La ingestión de metales pesados tales como los encontrados en zonas cercanas a actividad volcánica (Ba, Pb, Se, Ni, Mn, Cr, Co, V, Mo, As, Sb, Cd, entre otros), tiene considerables repercusiones en la salud humana, pudiendo ocasionar diferentes enfermedades, entre ellos intoxicación, retrasos en el desarrollo, alteraciones en la reproducción, varios tipos de cáncer, daños en el riñón, e incluso casos de muerte (Duruibe et al, 2007). Otra importante problemática que ha surgido en torno a la salud humana, es la denominada fluorosis, la cual está asociada al consumo excesivo de flúor. En las áreas volcánicas, se pueden ingerir dosis elevadas de este elemento, debido a la contaminación de las aguas subterráneas y superficiales, inducida por los procesos de interacción roca-agua en los acuíferos volcánicos o debido a la deposición húmeda o seca de flúor magmático (Madonia et al., 2013). La fluorosis dental, se caracteriza por los dientes descoloridos, ennegrecidos, moteados o blancos-calcáreos, que se asocian a una exposición alta al flúor durante la niñez (WHO, 2002). No obstante, también existe la fluorosis esquelética, la cual puede desarrollar deformaciones óseas y articulares graves y permanentes (WHO, 2002). Este tipo de consumo excesivo de F, generalmente tiene como principal vía de ingreso el agua potable, por lo tanto, sólo en casos muy eventuales su alto consumo puede derivar de vegetales ricos en flúor, ya sea debido a la acumulación natural o a la contaminación antropogénica (Ando et al., 2002). Históricamente existe un buen registro de casos de fluorosis en humanos ocurridos como consecuencia de las actividades volcánicas. Un ejemplo es el aumento significativo de la cantidad de flúor en el agua, acontecido tras la actividad volcánica registrada en las islas de Tanna en Vanuatu y Ambrym. Cronin y Sharp (2002), informaron de niveles hasta de 2,8 mg/L de fluoruro en tanques de agua de lluvia en los pueblos a favor del viento de los respiraderos activos en Ambrym. Tras pequeñas erupciones de cenizas en el 2005 en Ambrym, el contenido medio de fluoruro de más de 180 tanques de agua lluvia se elevó desde aproximadamente 1.0- 1.5 mg/L a 4,1 mg/L, con algunos tanques que contenían concentraciones de 10 mg/L de fluoruro (Crimp et al., 2005). Estos niveles, que se consumen a largo plazo, conllevan al desarrollo de fluorosis dental (Crimp et al., 2005). Los estudios de campo y laboratorio han indicado que la exposición moderada a la ceniza puede generar enfermedades de tipo respiratorio, e incluso conllevar a la fibrosis pulmonar (Beck et al., 1981; Vallyathan et al., 1983; Malilay et al., 1996; Housley et al., 2002). Entre los diversos antecedentes encontrados sobre los perjuicios de las cenizas volcánicas en la salud humana, se destacan casos como broncoespasmos, los cuales se presentaron típicamente en la población infantil después de la erupción del volcán Soufriere (Horwell et al., 2003). Igualmente se han presentado problemas como disminución en el flujo espiratorio forzado (FEV), ocurrido durante la actividad del monte Santa Helena en Washington y del Sakurajima en Japón (Baxter et al., 1983; Yano et al., 1990).


Investigaciones del área epidemiológica, han revelado que la población expuesta a rocas de origen volcánico y que poseen fibras anfíbolas, presentan una tendencia a incrementar síndromes como mesotelioma pleural maligno, carcinoma, fibrosis pulmonar y daños en el ADN (Varrica et al, 2014). Esto debido a que las fibras anfibolas tienen una reactividad biológica similar a la de las fibras de los asbestos, de los cuales ya han sido comprobados sus efectos de fibrosis, carcinoma y mesotelioma pulmonar, así como daños al ADN (Rapisarda et al., 2003). Así mismo se cree que las comunidades cercanas a este tipo de zonas, podrían presentar afectación de las funciones inmunológicas (Olenchock et al., 1983).

3.6 Lixiviación de compuestos químicos

3.6.1 Generalidades

Según el instituto Colombiano de geología y minería (INGEOMINAS), se entiende por lixiviación por percolación a un proceso en el cual la solución lixiviante y las aguas de lavado pueden circular por efecto de la gravedad a través de las partículas de mineral en el interior de un tanque o en el suelo y disolver el metal de interés. Por lo tanto, los materiales solubles en el suelo tales como sales, nutrientes, pesticidas químicos o contaminantes, son lavados hacia capas más profundas del suelo o son disueltas y llevadas lejos por el agua. Es importante analizar los compuestos lixiviables de un material para poder estimar los efectos ambientales que ocasionaran su uso, vertimiento, o reciclaje. Un elemento tóxico puede ser menos peligroso desde el punto de vista medioambiental, si se encuentra fijado a la matriz del material, comparado con otro que se encuentre en menor cantidad pero que presente gran movilidad, es decir una gran capacidad para pasar del material al medio. De ahí la necesidad de conocer cuál será el comportamiento y la fracción lixiviable de un material bajo determinadas condiciones (Pacheco, 2009). La cantidad disponible de un elemento para ser lixiviado, bajo condiciones extremas, es una información necesaria para poder predecir las cantidades máximas que se pueden lixiviar a largo plazo. El término “disponibilidad”, se refiere a la concentración máxima lixiviable de un elemento. Por ende la concentración total de un componente no tiene una relación directa con el impacto medioambiental, sino la facilidad con que este sea lixiviado (Hidalgo y Alonso, 2005). Los parámetros intrínsecos al material que afectan a la lixiviación son:

Equilibrio sólido-líquido como función del pH: solubilidad, adsorción, liberación, potencial redox, capacidad de neutralización ácida.

Equilibrio sólido-líquido como función de la relación líquido/ sólido (L/S): composición de la fase acuosa de los poros, efecto de la fuerza iónica, deslavado de especies.


Velocidades de transferencia de masa: mecanismos de liberación (difusión, disolución superficial, disolución-difusión acoplada, procesos múltiples, velocidad de liberación).

Propiedades físicas del material: forma física (polvo, granular, monolítica),

contenido de humedad, porosidad, densidad, permeabilidad. En lo que respecta al comportamiento frente a la lixiviación, se debe diferenciar entre dos tipos de productos: materiales monolíticos y materiales granulares. Los primeros generalmente poseen un mecanismo de liberación de componentes controlado por difusión, mientras que los segundos suelen presentar un mecanismo controlado por la percolación de agua a través del producto. En las figuras 7 y 8 se muestran los factores específicos del material y los factores externos (químicos y físicos) que influencian la liberación de contaminantes de un material monolítico (figura 7) y un material granular (figura 8) (Van Der Sloot y Dijkstra, 2004).

Figura 7. Factores que influencian la liberación de contaminantes en un material monolítico. Fuente: (Van der Sloot y Dijkstra, 2004).


Figura 8. Factores que influencian la liberación de contaminantes en un material granular. Fuente: (Van der Sloot y Dijkstra, 2004).

3.6.2 Tipos de ensayos de lixiviación

Ensayos de disponibilidad La finalidad de los ensayos de disponibilidad es evaluar la cantidad máxima que puede lixiviarse de un componente en un material determinado. Para ello, se seleccionan las condiciones de ensayo que maximicen la emisión: tamaño de partícula pequeño, relaciones L/S elevadas, agitación para favorecer el contacto entre el líquido y el sólido. El pH del líquido lixiviante se ajusta para aumentar la lixiviación (inferior a 4 para cationes y alrededor de 7 para oxoaniones), y algunas veces se utilizan reactivos complejantes (EDTA, citrato). Un ejemplo de ensayo de disponibilidad es el que se describe en la norma holandesa NEN 7341 (Wahlström, 2008), la cual no ha sido adaptada ni implementada en las normas NTC.

Ensayos de caracterización El objetivo de este tipo de ensayos es la caracterización básica del comportamiento de lixiviación del material. Los datos obtenidos permiten la identificación de los mecanismos dominantes y la determinación del rango esperado de lixiviación en escenarios específicos. Esto posibilita la definición de categorías de materiales en los que los mecanismos que controlan la lixiviación son comunes. A partir del trabajo de


armonización desarrollado por el Comité Técnico de caracterización de residuos de la Unión Europea (CEN/TC 292), se establecen tres tipos de ensayos de caracterización:

Ensayos de dependencia del pH Estos ensayos son fundamentales para la comprensión del comportamiento químico del contaminante, permitiendo además la evaluación de su comportamiento en condiciones de exposición distintas a las impuestas por el material. Así mismo, estos ensayos permiten la determinación de la capacidad neutralizadora del material.

Ensayo de percolación o de columna En este ensayo un flujo ascendente se hace pasar a través de un material granular empaquetado en una columna. La lixiviación se lleva a cabo con agua desionizada a su pH natural (entre 5 y 7,5) de manera que el material impone su pH a la solución lixiviada. Se recogen siete fracciones hasta una L/S total de 10 L/kg. Los ensayos de columna se encuentran descritos en la norma holandesa NEN 7343 y la norma europea CEN/TS 14405:2004. Estas normas aún no han sido adaptadas e implementadas en las NTC.

Ensayo de difusión o monolítico Existen varios ensayos de difusión que se encuentran sujetos a aprobación los cuales guardan muchas similitudes con el descrito por la normativa holandesa NEN 7345, la cual no ha sido traducida por las NTC. En ellos, un material monolítico se sumerge en el líquido lixiviante, intervalos específicos de tiempo se renueva y analiza el lixiviante.

Ensayos de cumplimiento Los ensayos de cumplimiento tienen la finalidad de comprobar si un material cumple con las regulaciones o con el comportamiento de un material o un grupo de materiales de referencia. Este tipo de ensayos se caracterizan por su simplicidad y rapidez. Entre ellos se destacan los pertenecientes a la serie EN 12457/1-4, las cuales aún no han sido implementadas ni adaptadas en NTC. Debido a la importancia de estos métodos para la medición de impactos ambientales, actualmente muchos países han desarrollado ensayos de lixiviación hasta el punto de que en algunos casos, los avances logrados por dichos ensayos es tan elevado que la legislación está basada en ellos. Así, por ejemplo en Europa se han creado más de 40 comités técnicos de materiales de la construcción, cada uno de ellos desarrollando su propio ensayo de lixiviación. En Holanda por ejemplo, la utilización de materiales de la construcción está regulada desde el punto de vista medioambiental por el Decreto Holandés de Materiales de la Construcción (Building Materials Decree, 1995), el cual se basa en los ensayos de lixiviación descritos en las normas NEN 7341, NEN 7343, y NEN 7345 de 1995. En Colombia, por su parte, se ha optado por implementar algunas metodologías desarrolladas en otros países como es el caso de las normas de TCLP y


SPLP desarrolladas por la EPA. Sin embargo otros países aún no emplean ensayos de lixiviación (Gavasci et al., 1998) (Hage y Schuiling, 2000) (Hodson and Schuiling, 2001). A continuación se presentan algunos de los test de lixiviación desarrollados, más empleados en la actualidad.

3.6.3 Ejemplos de ensayos de lixiviación

Método Características de Toxicidad, Procedimiento de Lixiviación (TCLP - USEPA).

El test de lixiviación TCLP hace referencia a un ensayo de extracción del lixiviado de una muestra de residuos. Ha sido diseñado para determinar la característica de toxicidad por lixiviación de un residuo, sea éste líquido, sólido o una mezcla de estas fases, a partir de un análisis practicado a una muestra del lixiviado o extracto del mismo obtenido bajo ciertas condiciones estándares. En definitiva, el procedimiento consiste en determinar la movilidad de un residuo de determinados constituyentes tóxicos, sean éstos elementos o compuestos químicos, tanto de origen orgánico como inorgánico (EPA, 1991).

Se trata de una prueba tipo lote, con lo que se limita su capacidad para predecir situaciones reales. Al respecto, (Rihm et al, 2008), señalan que el diseño experimental y el escenario supuesto pueden limitar la aplicación de los test de lixiviación a todas las situaciones. Existen varias condiciones ambientales que no pueden ser reproducidas en este tipo de test. Esto se debe fundamentalmente a diferencias en la escala de tiempo de las situaciones de percolación real y experimental. La contracción temporal impide la reproducción de la cinética de la emisión de contaminantes desde el residuo depositado en el suelo y necesariamente no considera aquellos factores relacionados con variables como actividad microbiana, variaciones de temperatura, interacción entre distintos tipos de residuos (co-disposición), etc. El TCLP por su diseño solo predice emisiones por una sola ruta de contaminación, el agua subterránea. Así pues, no simula la emisión de contaminantes orgánicos volátiles al aire en forma directa o a través del polvo, ni la emisión a través de escorrentías superficiales.

Procedimiento de Lixiviación de Precipitación Sintética (SPLP - USEPA).

El Test SPLP (Synthetic Precipitation Leaching Procedure), procedimiento EPA 1312, es normalmente usado por varias agencias para evaluar la lixiviación de constituyentes desde residuos. El SPLP fue diseñado para estimar la lixiviabilidad tanto de analitos orgánicos como inorgánicos presentes en líquidos, suelos y residuos. Originalmente surgió con el objetivo de evaluar el nivel de limpieza de un suelo en los programas de cierre de faenas de la EPA. El test puede estimar la liberación de metales desde residuos


puestos en un vertedero y expuestos a lluvia ácida. El procedimiento es similar al Test TCLP y consiste básicamente en una lixiviación a temperatura y agitación controlada (25ºC y 30 rpm) por un tiempo de 18 + 2 h con un fluido preparado en una mezcla de ácido sulfúrico y ácido nítrico. El extracto líquido obtenido después de la lixiviación es llevado para análisis, donde se puede determinar la cantidad de contaminantes y finalmente conocer si se encuentra en concentraciones superiores a los valores establecidos por la EPA, y la legislación en general. Esta norma aún no ha sido adaptada en las NTC.

Ensayo de lixiviación DIN 38414-S4. Es el ensayo reconocido oficialmente en Alemania y propuesto por la normatividad comunitaria en la propuesta de Directiva del Consejo relativa a vertido de residuos para determinar el carácter peligroso de un residuo, este se basa en la utilización de agua destilada como agente extractor. El procedimiento que se sigue en este ensayo es el siguiente: En primer lugar se realiza una mezcla del residuo con el agua o fluido extractor (100 gramos en base seca y un litro de agua desionizada). Se debe agitar durante 24 horas a 0.5 revoluciones por minuto, a temperatura ambiente y garantizando que se produzca un movimiento contínuo. Posteriormente se filtra la muestra y dependiendo de si se hace el ensayo en una sola extracción, se desecha o no el sólido resultante de la misma. La parte líquida es el extracto o lixiviado, al cual se le realiza un análisis por algún método normalizado. Esta norma aún no ha sido adaptada en las NTC.

Ensayo de disponibilidad NEN 7341. Este ensayo permite valorar el porcentaje de fijación de los contaminantes con respecto a la matriz cementante. Vale la pena aclarar que esta norma no cuenta con equivalente en las NTC. El procedimiento consiste en moler inicialmente la muestra hasta obtener un tamaño de partícula inferior a 125 μm. Seguidamente se realiza una extracción con agua acidulada con HNO3 mediante dos pasos manteniendo una relación líquido-sólido (L/S)=50 L/kg. Para ello se debe disponer de una muestra de aproximadamente 5 g de muestra en 250 ml de agua destilada y, manteniendo la suspensión en agitación constante durante todo el tiempo del ensayo, se va adicionando ácido nítrico (con una concentración 1N) de forma tal que se mantenga ésta a un valor de pH=7. Tras filtrar la suspensión, la segunda etapa se lleva a cabo de igual forma manteniendo un pH=4. El tiempo de contacto de la muestra con el medio lixiviante en cada etapa debe ser de tres horas. Una vez realizado esto, se filtra al vacío con un filtro de vidrio de tamaño efectivo de poro de 0.7 μm. Finalmente, el líquido extraído es acidificado hasta alcanzar un pH=2, para su conservación y posterior análisis.


Norma EN 12457-2

Esta norma pertenece a la serie EN 12457/1-4, y hace parte de los denominados ensayos de cumplimiento, que tienen por finalidad corroborar si un material cumple con las regulaciones o con el comportamiento de un material o grupo de materiales de referencia (Pacheco, 2009). Se trata de un ensayo rápido y sencillo, que aún no ha sido adaptado por las NTC. Para la aplicación de este ensayo, en primer lugar se debe moler la muestra hasta obtener un tamaño de partícula inferior a 4 mm. Posteriormente se procede a colocar dicha muestra en contacto con agua destilada, teniendo en cuenta que se debe guardar una relación líquido/ sólido de 10l/Kg. La mezcla se deja en agitación constante durante un periodo de 24 horas a temperatura ambiente. Finalmente se filtra la mezcla utilizando un filtro de membrana de 0,45 um, midiendo inmediatamente el volumen de eluato filtrado, la conductividad, la temperatura, el pH, entre otros aspectos importantes para el análisis de los resultados. Las muestras deben ser acidificadas a un pH inferior a 2 y refrigeradas hasta su análisis.

3.7 Análisis de ciclo de vida en materiales de la construcción

3.7.1 Generalidades

En la actualidad hay disponibles muchas herramientas e indicadores para la evaluación comparativa del rendimiento ambiental de procesos, cadenas de procesos o sistemas (Ness et al, 2007). Entre ellos se encuentran (Galvez- Martos y Schoenberger , 2014):

Evaluación del ciclo de vida (ACV). Evaluación de impacto ambiental (EIA). La evaluación ambiental estratégica (EAE). Evaluación del riesgo ambiental (ERA). Análisis del flujo de materiales (MFA). Huella ecológica. Costo análisis-beneficio (CBA). Sistema de contabilidad económica y ambiental (SEEA).

Si bien existen varios métodos, en lo que compete al tema de la gestión de residuos, la ACV ha llegado a constituirse como una metodología muy usual para la evaluación de las opciones de tratamiento, que permite lograr una adecuada toma de decisiones,


identificando los tratamientos de más bajo impacto ambiental, por tal motivo será el instrumento de análisis en este trabajo.

3.7.2 Definición

El análisis de ciclo de vida (ACV) de un producto es una herramienta útil para identificar, cuantificar, caracterizar y analizar los diferentes impactos ambientales potenciales de un producto o de una actividad (Romero, 2003). Este análisis considera los efectos ambientales implicados en cada una de las etapas del ciclo productivo, es decir, desde la fase inicial de la obtención de las materias primas, hasta el fin de la vida útil del producto al cumplir su función por completo. La SETAC (Society of Environmental Toxicology And Chemistry) (1993) define el Análisis del Ciclo de Vida como: "Un proceso objetivo para evaluar las cargas ambientales asociadas a un producto, proceso o actividad, identificando y cuantificando el uso de la materia y de la energía, así como las emisiones o los vertidos al entorno, para determinar el impacto de ese uso de recursos y esas emisiones o vertidos, con el fin de evaluar y llevar a la práctica estrategias de mejora ambiental. El estudio incluye el ciclo completo del producto, proceso o actividad, teniendo en cuenta las etapas de: extracción y procesado de materias primas, producción, transporte y distribución, uso, reutilización y mantenimiento, reciclado y disposición final." El ACV se basa en una metodología empleada a nivel mundial y ha sido desarrollada por la Organización Internacional para la Estandarización (ISO), que se constituye como el organismo encargado de elaborar y publicar una serie de estándares enfocados a la administración o gestión ambiental, entre ellas la ISO 14040 que trata sobre el ACV, cuyo carácter es voluntario (Romero, 2003). De acuerdo con la norma UNE-EN ISO 14040, el desarrollo de un Análisis de Ciclo de Vida, debe contemplar las siguientes etapas metodológicas: - Etapa 1: Definición de objetivos y alcance (Unidad funcional) - Etapa 2: Análisis general de inventario - Etapa 3: Evaluación del impacto - Etapa 4: Interpretación de los resultados Su implementación contribuye con información valiosa que permita a los empresarios tomar decisiones dirigidas a mejorar el desempeño ambiental de sus productos y/o servicios. La figura 9 presenta un esquema general del ACV.


Figura 9. Análisis de ciclo de vida. Fuente: (CNPLM, 2001)

3.7.3 Aspectos ambientales relacionados con el cemento Portland empleando el ACV

Durante el último siglo, el concreto a base de cemento Portland ha llegado a constituirse como el producto de más alto volumen manufacturado en la tierra, tanto así, que su consumo por parte de la población mundial sólo es superado por el agua (Zhang et al., 2014) (Habert et al., 2011). Lo anterior quizá puede deberse tanto al alto y confiable desempeño del material, como a su versatilidad, amplia disponibilidad y comparativamente bajo costo de las materias primas necesarias y de la tecnología de procesamiento (Zhang et al, 2014). No obstante, con la aparición del concepto de sustentabilidad como un aspecto crucial y criterio de evaluación de materiales, así como el aumento de la conciencia pública sobre los efectos ya evidentes y las potenciales amenazas del calentamiento global


(principalmente asociado a causas antropogénicas), la industria del cemento ha sufrido una constante y creciente presión al ser percibida como insustentable. Al analizar la sustentabilidad de la producción del cemento, varios aspectos fundamentales deben ser abordados, teniendo en cuenta que abarca un gran número de materias primas (con propiedades que varían de acuerdo al material), técnicas de piro procesamiento (carbón, combustible de aceite, gas natural, neumáticos, residuos peligrosos, coque de petróleo), así como la liberación de una gran cantidad de materiales sólidos, y emisiones de gases a la atmósfera, lo que ocasiona que su análisis de ciclo de vida sea un poco complicado. A continuación se describen los aspectos ambientales más relevantes relacionados con la etapa de producción del cemento portland: Un primer aspecto muy mencionado y reconocido internacionalmente se trata de las repercusiones que su producción genera sobre el calentamiento global. Estudios han demostrado que el nivel actual de CO2 en la atmósfera es de aproximadamente 380 ppm (Feely et al., 2004) (Sabine et al., 2004), pero se prevé que para el final del siglo habrá un incremento notable a más de 800 ppm (Feely et al., 2004). De acuerdo con el programa de la Agencia de Energía Internacional para gases de efecto invernadero, la producción de cemento genera en promedio una emisión de carbono mundial de alrededor de 0,9 ton por tonelada de cemento producido (0,53 ton procedentes de la descomposición de los materiales de partida y 0,37 ton de la quema del combustible) (Mehta, 2010). Lo anterior supone una relación de casi 1:1, lo que representa en sí una gran cantidad de gases emitidos. Debido al rápido incremento a nivel mundial de la demanda de cemento, su producción podría equivaler cerca de un 10% del total de las emisiones de CO2 antropogénico en un futuro cercano (Capros et al., 2001). La figura 10, muestra el volumen global de la producción de cemento y su distribución durante la primera década del siglo XXI. Figura 10. Volúmenes globales de la producción de cemento y su distribución en la primera década del siglo. Fuente: (Zhang et al., 2014).


En segundo lugar, se hace necesario considerar una posible escasez futura de materias primas de bajo costo, puesto que el consumo convencional de materiales a base de piedra caliza por esta industria es enorme. Con respecto a esto, se ha señalado que en el año 2011, la producción fue de alrededor de 3,6 billones de toneladas (CEMBUREAU, 2012), por lo que se hizo necesario obtener más de tres billones de toneladas de caliza para la fabricación del Clinker (Schneider et al., 2011). Así mismo, sólo por citar un ejemplo, un reporte dado por la “Production in Vertical Shaft Kilns in China – Status and Opportunities for Improvement” (UNIDO, 2006) menciona que actualmente se conoce de la existencia de 1.326 canteras de caliza en China, las cuales contienen cerca de 56.120 millones de toneladas de piedra caliza, sin embargo, si se tiene en cuenta el crecimiento futuro de la producción de cemento, sólo se podría seguir manufacturando cemento durante 59 años más.

Un tercer aspecto quizá más desafiante para esta industria, está relacionado con su alto consumo energético. En el proceso de producción de cemento, se requieren significativas cantidades de energía, principalmente asociada a la calcinación del Clinker (generalmente 1400-1450°C) y a la etapa de molienda de materias primas, del carbón y clinker. Este consumo depende fundamentalmente del tipo de planta de fabricación, puesto que algunos hornos rotatorios largos ineficientes pueden tener un gasto energético de hasta 6 GJ / tonelada de Clinker, mientras que un horno rotatorio moderno puede requerir tan sólo unas 3,1 GJ / tonelada de Clinker; se ha mencionado que un dato realista de consumo promedio mundial podría estar en unas 3,8 GJ / tonelada de Clinker (Damtoft et al., 2008). Por otra parte, la energía necesaria para la etapa de trituración y molienda podría estar cerca de 100 kW h/tonelada de cemento (Schneider et al., 2011). En la figura 11 se aprecia un diagrama de flujo del proceso de manufactura general del cemento y las emisiones y entradas asociadas durante varios pasos en el proceso de producción.

Figura 11. Diagrama del proceso de manufactura del cemento. Fuente: (EPA, 1994).


La figura 11 permite observar cada una de las entradas al sistema o consumo de calor y energía, así como las salidas, emisiones gaseosas y de material particulado, cuyas implicaciones fueron mencionadas previamente. De igual manera, es de destacar que las fases del horno y precalentamiento incluyen tanto las emisiones fugitivas como el polvo del horno de cemento o esas partículas capturadas con dispositivos controlados.

Debido a los motivos anteriormente mencionados, muchos estudios han incrementado y centrado su interés en la comprensión y análisis de las implicaciones ambientales de la producción del cemento (Lippiatt y Ahmad 2004) (Masanet et al., 2005), algunas de las alternativas que se han señalado son:

Mejorar la eficiencia energética, que permita lograr un ahorro de energía y de recursos, así como la disminución de las emisiones, mediante el uso de biocombustibles (Damtoft et al., 2008) y la sustitución de la piedra caliza con otros subproductos industriales ricos en calcio (Pera et al., 1997).

Disminuir el contenido de clinker en el cemento y hormigón empleando materiales complementarios alternativos tales como escoria de altos hornos, ceniza volante, puzolanas naturales y humo de sílice (Bleszynski et al., 2002) (Hendriks et al., 1998).

Lograr un diseño y uso del hormigón más preciso mediante el uso de concretos adecuados para aplicaciones específicas (Ramamurthy et al., 2009), reciclaje de desechos de demolición y construcción para la obtención de áridos (Worrell et al., 1994), y mejora de la durabilidad de los hormigones (Tang, 2006).

Aplicar nuevas tecnologías para generar hormigones no OPC, por el uso de alternativas como aglutinantes parcialmente prehidratados C-S-H, cementos de magnesio oxicarbonado, cementos de silicato de magnesio, cementos de carbonato de calcio, de escoria supersulfatados, cementos de aluminato de calcio y geopolimeros (Schneider et al., 2011).

Así mismo se han realizado ciertos estudios en los cuales se presentan acercamientos y propuestas de análisis de ciclo de vida del cemento portland, en particular ese tipo de análisis se han presentado comparando diferentes materiales de la construcción. Así por ejemplo, Lippiatt y Ahmad (2004), realizaron una evaluación económica y de ACV de hormigón usando un edificio con un enfoque de sostenibilidad económica y ambiental. En su estudio examinaron el ciclo de vida ambiental y los datos de rendimiento económico de 5 diferentes productos de hormigón (cemento portland al 100%, cemento con 20% de piedra caliza, humo de sílice Lafarge, Lafarge Newchem (50%), cemento con 35% de cenizas volantes). La unidad funcional de análisis consistió en una losa de hormigón con un espesor necesario para crear un lapso de 25 pies, y alcanzar una resistencia a la comprensión de 21 MPa. Los autores encontraron que mientras el hormigón mezclado con caliza podría ser más ecológico sobre una base de masa por masa, más de este cemento se requería para lograr una losa de resistencia equivalente. El incremento del requerimiento de masa del cemento mezclado con caliza resultaron en todos los puntajes


de ejecución igual al del cemento portland tradicional. Los otros hormigones mezclados examinados tenían características de resistencia equivalentes como hormigones genéricos y por tanto obtuvieron mejores puntuaciones de rendimiento ambiental y económico que el producto de hormigón tradicional. Masanet et al (2005), examinaron las emisiones del ciclo de vida de la manufactura del cemento y concreto comparando con el total estimado de emisiones de gases de efecto invernadero (GEI) de las etapas de producción, uso y fin de vida, para la operación anual de un número equivalente de automóviles. Los investigadores encontraron que la carga ambiental y las emisiones de GEI más significativas resultan de la manufactura del cemento (comparando el ciclo de vida completo de hormigón). Además sugieren que el uso combinado de combustibles residuales, con cementos mezclados y la aplicación de una tecnología con mejor eficiencia energética puede reducir estas emisiones hasta en un 11%. Finalmente destacaron que las mejoras en el transporte y los procesos de fin de vida tuvieron relativamente poco impacto en las emisiones globales de GEI del cemento y los procesos de fabricación de hormigón (menos del 2% combinado). Huntzinger y Eatmon (2009), presentaron un completo análisis de ciclo de vida del proceso de manufactura del cemento portland. Su labor consistió en evaluar el impacto ambiental de 4 procesos de manufactura de cemento: (1) la producción de cemento portland tradicional, (2) cementos mezclados (puzolanas naturales), (3) cemento donde el 100% de residuos de polvo de horno de cemento se recicla en el proceso del horno, y (4) de cemento Portland cuando se utiliza polvo de horno de cemento (CKD) para secuestrar una parte de los procesos relacionados con las emisiones de CO2. Para tal fin, los autores tomaron como unidad funcional de análisis la producción equivalente a 20 bolsas de cemento Portland general clase 1 (cada bolsa ≈ 100 lb), lo que representa aproximadamente una tonelada de concreto y emplearon el software denominado SimaPro 6.0 para evaluar los impactos ambientales de los elementos del inventario. El esquema de ACV comparativo para los diferentes procesos de manufactura del cemento, se presentan a continuación en la figura 12, y en la tabla 3 se muestran los materiales, procesos y pasos de la manufactura del proceso considerados en el ACV. Toda la información concerniente a los datos de materiales de partida del inventario, junto con la producción de electricidad y generación de calor por combustibles para los diversos pasos de los procesos fueron obtenidos de las bibliotecas y bases de datos de SimaPro. Teniendo en cuenta que en promedio 1,58 toneladas de materiales de partida son requeridos para 0,95 toneladas de clinker, (o 1 ton de cemento final), varias deducciones importantes fueron obtenidas:

En cuanto a los cementos mezclados con puzolanas, los autores mencionan que al tratarse en su mayoría de elementos naturales o subproductos tales como cenizas volcánicas o ceniza de cascarilla de arroz, estas se consideran entradas benignas, es decir no implican ningún impacto ambiental negativo. Además asumieron un porcentaje de sustitución del 25%, con el objetivo de mantener las propiedades del cemento en buena ejecución, por lo tanto la cantidad de Clinker necesario para obtener 1 tonelada de cemento fue reducida de 0,95 ton a 0,71 ton.


Figura 12. Esquemas de ACV comparativos para diferentes procesos de manufactura de cemento. Fuente: (Huntzinger y Eatmon., 2009).

En lo que respecta al cemento donde el 100% de residuos de polvo de horno de

cemento se recicla en el proceso del horno, asume 100% reciclado de CKD, por lo tanto, todo CKD generado (≈ 0,15 ton / ton de clinker) se recicla en la alimentación del horno, reduciendo la cantidad de materias primas necesarias. El CKD tiene una composición similar al clínker. Por lo anterior, todas las cantidades de entrada de materia prima se disminuyeron proporcionalmente (3,75%) para tener en cuenta la adición de 0,15 ton de CKD en la alimentación de la materia prima.

Referente al cemento Portland cuando se utiliza polvo de horno de cemento

(CKD), se ha estimado según la estequiometria y la composición del material que tiene el potencial de capturar aproximadamente 0,4 ton de CO2 por ton de CKD, conociendo que en promedio la tasa de producción de CKD es de 0,15% (Van Oss y Padovani, 2002) y asumiendo que el 100% del residuo es usado para secuestro, entonces el CKD tiene el potencial para capturar aproximadamente 0,06 ton de CO2 para cada unidad funcional propuesta en el estudio.

A partir de lo anterior los autores encontraron que de todos los productos de cemento examinados, el cemento mezclado tiene el más bajo potencial de calentamiento global, seguido del cemento generado a partir de polvo de horno de cemento (CKD). La etapa de


mayor impacto ambiental resulta ser el de piroprocesamiento, ya que requiere de altas cantidades de energía. Tabla 3. Materiales, procesos y pasos de la manufactura considerados en el ACV. Fuente: (Huntzinger y Eatmon, 2009).

Unidades Entrada o emisión

Trituración, molienda y mezcla Energía (electricidad) Carbón Gasolina Gas natural Emisiones Material particulado Precalentamiento y horno Energía (electricidad) Carbon Gasolina Gas natural Emisiones Material particulado Dióxido de carbono (procesos relacionados) Polvo de horno de cemento

Molienda y mezcla final Energía (electricidad) Carbón Gasolina Gas natural Emisiones Material particulado

Gj Gj Gj

Lbs

Gj Gj Gj Kg ton ton

Gj Gj Gj

Lbs

0.224 0.048 0.048

0.011

3.230 0.693 0.693

0.02 0.51 0.10

0.322 0.069 0.069

0.012

Toda la información concerniente a los datos de materiales de partida del inventario, junto con la producción de electricidad y generación de calor por combustibles para los diversos pasos de los procesos fueron obtenidos de las bibliotecas y bases de datos de SimaPro. Teniendo en cuenta que en promedio 1,58 toneladas de materiales de partida son requeridos para 0,95 toneladas de clinker, (o 1 ton de cemento final), varias deducciones importantes fueron obtenidas:

En cuanto a los cementos mezclados con puzolanas, los autores mencionan que al tratarse en su mayoría de elementos naturales o subproductos tales como cenizas volcánicas o ceniza de cascarilla de arroz, estas se consideran entradas benignas, es decir no implican ningún impacto ambiental negativo. Además asumieron un porcentaje de sustitución del 25%, con el objetivo de mantener las propiedades del cemento en buena ejecución, por lo tanto la cantidad de Clinker


necesario para obtener 1 tonelada de cemento fue reducida de 0,95 ton a 0,71 ton.

En lo que respecta al cemento donde el 100% de residuos de polvo de horno de

cemento se recicla en el proceso del horno, asume 100% reciclado de CKD, por lo tanto, todo CKD generado (≈ 0,15 ton / ton de clinker) se recicla en la alimentación del horno, reduciendo la cantidad de materias primas necesarias. El CKD tiene una composición similar al clínker. Por lo anterior, todas las cantidades de entrada de materia prima se disminuyeron proporcionalmente (3,75%) para tener en cuenta la adición de 0,15 ton de CKD en la alimentación de la materia prima.

Referente al cemento Portland cuando se utiliza polvo de horno de cemento (CKD), se ha estimado según la estequiometria y la composición del material que tiene el potencial de capturar aproximadamente 0,4 ton de CO2 por ton de CKD, conociendo que en promedio la tasa de producción de CKD es de 0,15% (Van Oss y Padovani, 2002) y asumiendo que el 100% del residuo es usado para secuestro, entonces el CKD tiene el potencial para capturar aproximadamente 0,06 ton de CO2 para cada unidad funcional propuesta en el estudio.

A partir de lo anterior los autores encontraron que de todos los productos de cemento examinados, el cemento mezclado tiene el más bajo potencial de calentamiento global, seguido del cemento generado a partir de polvo de horno de cemento (CKD). La etapa de mayor impacto ambiental resulta ser el de piroprocesamiento, ya que requiere de altas cantidades de energía Al reducir la demanda de Clinker (mediante la sustitución), los impactos ambientales del producto final del cemento son reducidos de manera proporcional. Se obtuvieron altos puntajes de impacto para metales pesados y acidificación, lo cual es atribuido a los tipos de combustibles seleccionados y la representación incompleta de las interacciones químicas que se producen en el horno, por ejemplo el contenido de plomo (Pb) de los combustibles seleccionados, se supone que es la fuente de la alta puntuación de impacto de metales pesados. En la tabla 4, se presenta la clasificación de las entradas y salidas para la manufactura del cemento portland en categorías de impacto ambiental, estos valores fueron ponderados y combinados una única puntuación de impacto ambiental.

Tabla 4. Clasificación de entradas y salidas para la manufactura del cemento portland en categorías de impacto ambiental. Fuente: (Huntzinger and Eatmon, 2009).

Categoría de Impacto Ambiental

Tradicional Mezclado Polvo de horno reciclado

Secuestración de CO2

Efecto invernadero 0.088 0.069 0.088 0.084

Acidificación 0.043 0.034 0.043 0.043

Eutroficación 0.006 0.005 0.006 0.006

Metales pesados 0.204 0.161 0.204 0.204

Carcinógenos 0.003 0.003 0.002 0.003

Niebla de invierno 0.039 0.031 0.039 0.039

Niebla de verano 0.009 0.007 0.009 0.009

Recursos energéticos 0.050 0.040 0.050 0.050


En el estudio se concluyó finalmente que aunque los resultados del ACV muestran que los cementos mezclados proveen el más alto ahorro ambiental, la reducción de gases de efecto invernadero en cementos tradicionales mezclados podría ser una ilusión dada la actual demanda de cemento. El uso de CKD, parece ofrecer un medio para reducir las emisiones de carbono y una reducción en la puntuación de impacto ambiental de cemento de aproximadamente el 5% sobre el cemento Portland tradicional.

3.7.4 Aspectos ambientales relacionados con los geopolímeros

Como se mencionaba previamente, los geopolimeros son materiales que se han posicionado como atractivos sistemas aglomerantes alternativos y cuyo interés en la investigación y desarrollo han cobrado fuerza durante los últimos años. No obstante a pesar de sus conocidas propiedades y buen desempeño mecánico, existe muy poco conocimiento acerca del impacto ambiental de la producción de geopolimeros, especialmente en comparación con sistemas competitivos (Weil et al., 2009). Quizá uno de los aspectos más ampliamente considerados en cuanto a su sustentabilidad con respecto al cemento portland, hace referencia a la reducción del requerimiento energético para la producción y emisiones de CO2 más bajas (Duxon, 2007a) (Stengel et al., 2009) (McLellan et al, 2011). En la literatura se encuentran estudios con algunas estimaciones o cálculos aproximados, los cuales varían desde un moderado 20% a un ambicioso 80% de reducción de emisiones de CO2 con respecto a lo generado por el cemento portland (Duxon et al., 2007b) (Komnistas y Zaharaki, 2007) (Nowak, 2008). Pero la evaluación de estos materiales tomando como base únicamente las emisiones de CO2 no es suficiente, se requiere entonces efectuar más análisis ambientales que permitan detectar integralmente los potenciales impactos ambientales, de tal manera que no se subestime ni ignore el resto de entradas y salidas del sistema, es decir contemplar lo referente a las materias primas, transporte, y otras posibles emisiones. De acuerdo con lo anterior, si se tiene en cuenta que los geopolímeros pueden ser producidos a partir de una gran número de materiales tanto sólidos como líquidos, es decir de calidades y composiciones significativamente diferentes, estos materiales de partida deben ser considerados, pues funcionan como importantes parámetros que no sólo determinan la trabajabilidad, y propiedades químicas y físicas finales de los geopolímeros, sino además su comportamiento, incluso ecológico y ambiental (Duxon et al., 2007b). Así por ejemplo, existen importantes diferencias entre recursos intensivos primarios de materiales sólidos (como el metacaolín), y recursos secundarios sólidos menos intensivos (como la ceniza volante), y entre recursos primarios fluidos intensivos (NaOH, silicato de sodio, etc), y recursos primarios fluidos menos intensivos (como el agua) (Weil et al., 2009). Otro factor a considerar es el proceso de curado al calor, que puede llegar a cambiar enormemente el perfil ambiental de un geopolímero, sin embargo se debe aclarar que no


todas las composiciones geopoliméricas requieren energía (Wel et al., 2009). De este modo, ciertos materiales como los geopolímeros basados en escorias, logran alcanzar las propiedades técnicas deseadas en unas pocas horas, y a temperatura ambiente, sin necesidad de calor de curado, no obstante aquellos que contienen mezclas con cenizas volantes, requieren tratamientos térmicos para alcanzar la madurez de los geopolimeros. Adicionalmente, factores como las contribuciones que tienen las etapas de mezcla de los componentes, y su disposición final no se pueden deslindar de la investigación. Un buen ejemplo de análisis de ciclo de vida aplicado a geopolímeros es el presentado por (Weil et al., 2009), quien elaboró un diagrama general para destacar los principales aspectos a tener en cuenta, la figura 13 recoge dicha propuesta.

Figura 13. Límites del sistema para la comparación de diferentes composiciones geopoliméricas. Fuente: (Weil et al, 2009).

Weil et al., (2009) llevó a cabo una investigación acerca de los efectos ambientales de la producción de geopolímeros, discutiendo sobre los principales conductores de impactos ecológicos. Para tal fin, el autor aplicó la metodología de ACV, y empleó diversas bases de datos (principalmente de la base de datos denominada ecoinvent, desarrollada como una iniciativa conjunta de las Oficinas Federales Suizas y el Dominio ETH) para proveerse de la información necesaria sobre los materiales de partida, materiales auxiliares y productos semifinales, analizando básicamente dos indicadores ambientales los cuales fueron el potencial de calentamiento global (GWP) y el agotamiento potencial de los recursos abióticos (ADP). Sus resultados tras realizar una comparación entre la proporción de masa de los materiales de partida respecto a los impactos ambientales representados por el indicador GWP100 de dos composiciones geopoliméricas son los siguientes, y pueden apreciarse en la figura 14:


A pesar de su alta proporción de masas, la arena y grava sólo contribuyen un poco al GWP.

La ceniza volante no contribuye significativamente al GWP. La escoria (sólo en la composición MI), contribuye al GWP. La provisión de agua no contribuye notablemente al GWP. La solución de silicato de sodio contribuye significativamente al GWP, y domina el

perfil ambiental de ambas mezclas Un uso moderado de NaOH (50%) en la solución en ambas mezclas, causa una

contribución significativa al GWP. El uso moderado de metacaolín, (sólo en mezclas SI) contribuye

significativamente al GWP.

Figura 14. Comparación de resultados de balance de masa y GWP de dos diferentes composiciones geopoliméricas. Fuente: (Weil et al., 2009).

Por lo anterior, el autor concluye mencionando que la aplicación de soluciones de silicato y de hidróxido de sodio deberían ser minimizados, reemplazándolos por activadores más ambientalmente amigables. De igual manera resalta el beneficio de aplicar materiales de partida secundarios, tales como cenizas volantes o escorias de altos hornos, debido a que están disponibles y no exceden los límites ambientales. Por otra parte, destaca que los procesos de mezcla contribuyen con menos de 1% a los efectos ambientales, y que la aplicación del proceso de calentamiento para el curado (y por lo tanto sus efectos), si bien dependen ampliamente de la materia prima empleada durante las mezclas, debería ser reducida a un mínimo.


3.7.5 Comparación ambiental entre la producción de cemento Portland y la producción de geopolímeros.

Existen algunas investigaciones (aunque aún escasas), las cuales presentan ciertas comparaciones entre los sistemas geopoliméricos y el cemento portland tradicional desde la perspectiva ambiental. Weil et al., (2009), presenta en su análisis de ciclo de vida de los geopolimeros, un subcapítulo dedicado a establecer comparaciones entre el concreto a base de cemento y a base de geopolimeros. En este caso, el autor realiza la comparación empleando la herramienta de análisis de ciclo de vida para ambos materiales, tomando como unidad funcional un hormigón que cumpla requisitos de aumento resistente al hielo- deshielo, de clase XF2 Y XF4 de acuerdo con la DIN EN 206-1/DIN 1045-2. La composición para cada concreto se indica en la tabla 5.

Tabla 5. Composición de concreto geopolimérico y de cemento (Kg/m3). Fuente: (Weil, 2009)

Material [Kg/m3] Concreto de cemento Concreto Geopolimérico

Cemento CEM I 32.5R 340 Escorias 230 Cenizas volantes 57 Desechos reactivos 83 Solución de silicato / silicato de Na (37%) 33 NaOH (50%) 24 Agua desionizada 170 99 Areana/Grava (0-16 mm) 1878 1878

Total 2388 2404

Debido a que después del uso, tanto el concreto de cemento como el geopolimérico pueden ser triturados y usados para diferentes fines en la construcción, esta etapa se considera comparable, ya que no existe evidencia de que los geopolimeros tengan mejores ventajas ambientales; por lo tanto, la investigación se centró en la fase de producción y de extracción de recursos. Así mismo, el autor señala que si bien, el transporte contribuye notablemente en el aspecto ambiental, no se considera ya que los esfuerzos necesarios para transportar los materiales de partida son diferentes a lo largo del globo terrestre, y deben ser evaluados en un contexto regional específico. Los límites del sistema para la comparación elaborados y propuestos por el autor aparecen en la figura 15, donde tanto la fase de uso como de disposición y/o reciclaje se consideran comparables. Los resultados de la comparación muestran que el sistema geopolimérico exhibe impactos ambientales comparables en términos de agotamiento potencial de recursos (ADP) y demanda acumulativa de energía (CED). Sin embargo, el concreto geopolimérico contribuye mucho menos al potencial de calentamiento global (GWP), estimándose en un 70% menos con respecto al concreto de cemento. Estos resultados aparecen en la figura 16.


Figura 15. Límites de los sistemas para la comparación de la producción del concreto de cemento y geopolimérico. Fuente: (Weil et al, 2009).

Figura 16. Resultados del ACV de concreto de cemento y geopolimérico. Fuente: (Weil et al, 2009).

Donde: ADP hace referencia al agotamiento potencial de recursos GWP hace referencia al potencial de calentamiento global CED hace referencia a la demanda acumulativa de energía


El autor concluye que aun así, los geopolimeros deberían tener un impacto considerablemente más bajo en el GWP, y que para la toma de decisiones más acertadas es necesario considerar los efectos regionales de la etapa del transporte de materiales, además de aspectos como el tiempo de vida, que permitan tener una visión más holística del análisis de ciclo de vida. Habert et al, (2011) ejecutaron una detallada evaluación de impacto ambiental sobre la producción de concreto con base en geopolímeros estándar, con el objetivo de comparar los resultados con la producción de concreto a base de cemento portland (OPC), con la misma fuerza mecánica y con mezclas realizadas sólo con cemento o con el 30% de sustitución del clinker. En el análisis se aplicó el método del ACV, y se tomó como unidad funcional sólo la etapa de producción de los constituyentes del concreto. Los diseños de las mezclas se tomaron de la literatura, trabajando principalmente con silicato e hidróxido de sodio como soluciones álcali activadores y cenizas volantes, escorias de altos hornos y metacaolín como materias primas, cuya información fue adquirida a través de bases de datos como ecoinvent. Los autores concluyeron que si bien, la producción de la mayoría de tipos de concreto geopoliméricos estándar tienen un ligeramente más bajo impacto ambiental en el calentamiento global, estos exhiben impactos ambientales más altos en otras categorías (agotamiento abiótico, toxicidad humana, ecotoxicidad del agua fresca, marina y terrestre, acidificación, eutroficación, entre otros), debido al uso de silicato de sodio para el proceso de activación alcalina. Por otra parte, los autores destacan que los geopolímeros elaborados a partir de cenizas volantes y/o escorias de altos hornos, requieren menos solución de silicato de sodio, lo que resulta en un más bajo impacto ambiental comparado con los elaborados a base de metacaolín, por lo que recomiendan usar otro tipo de arcillas térmicamente activadas con un radio Si/Al más alto que el del metacaolín. Zhang et al, (2014) discutieron el concepto de un nuevo material denominado concreto de geopolimeros de espuma como un aspecto potencial de solución global para la problemática ambiental presentada por la industria del cemento. Los autores presentan la tecnología del nuevo material, describiendo sus componentes, propiedades e importancia, y al final establecen una comparación con el cemento portland. Tras una extensa revisión del tema, concluyeron que este nuevo material requiere menos consumo de recursos y energía, y que emite menor cantidad de CO2 a la atmósfera comparado con el OPC ya que el proceso de curado ocurre a temperatura ambiente o a temperaturas ligeramente elevadas (40-90°C) por periodos cortos (24 h). No obstante estas ventajas pueden verse afectadas por factores como las condiciones de síntesis y los agentes espumantes, que pueden disminuir los beneficios ambientales, esto es por ejemplo cuando el geopolímero es sintetizado por procesos de sinterización o cuando humo de sílice o polvo de alúmina se emplean en altas dosis. Heath et al, (2014) analizaron y presentaron diferentes métodos de diseños de mezclas con el más bajo posible GWP, y los compararon con el GWP del cemento portland. Su hipótesis consistió en que el GWP de geopolimeros puede ser reducido substancialmente, sin modificar su química fundamental ni las propiedades físicas de la mezcla. Con tal objetivo, los autores sintetizaron geopolímeros a base de minerales como el caolín y la bentonita, empleando como principales activadores hidróxidos y silicatos de sodio y de potasio, concluyendo que los geopolímeros basados en arcillas pueden


desempeñar un papel en la reducción de las emisiones globales de CO2 por parte de la manufactura del cemento portland, y que dichas reducciones pueden alcanzar aproximadamente un 30% en GWP si los aglutinantes basados en el cemento portland se reemplazan por geopolímeros basados en meta-arcilla con bentonita, y activadores elegidos con el fin de reducir GWP.

4. Revisión del estado del arte: Encapsulación con geopolímeros

Uno de los desechos más ampliamente estudiados en el tema de la inmovilización con geopolímeros son las cenizas volantes (CV). Estas pueden provenir de diversas fuentes, tales como de los procesos de combustión del carbón en centrales térmicas o de la incineración de residuos domiciliarios y municipales. Si bien, algunas legislaciones y organizaciones como la EPA (del inglés Enviromental Protection Agency) excluyen a las cenizas volantes de la lista de la regulación de desechos peligrosos; en algunos casos su elevado contenido en metales pesados las pueden asociar a características tóxicas potenciales (Aljoe, 2007).

4.1 Cenizas Volantes (CV) procedentes de la combustión del carbón

Van Jaarsveld & Van Deventer (1999) presentaron evidencias experimentales sobre el efecto de la inclusión de Cu y Pb en geopolímeros fabricados con KOH al 5,0 por ciento en masa, y NaOH al 3,7 y 6,0 por ciento en masa, con respecto a la cantidad de ceniza volante. Los autores resaltan la influencia del tamaño y la valencia del ión en el proceso de inmovilización, en este sentido la liberación de Pb fue menor que la de Cu, pues modifica la estructura porosa del aglomerante debido a las limitaciones de difusión que implican sus grandes cationes en movimiento a través de espacios confinados, por lo que concluyen que iones más grandes tienden a ser mejor inmovilizados. Palomo & Palacios (2003) trabajaron con NaOH como activador, para estudiar la capacidad de S/E de Cr y Pb, encontrando que es posible inmovilizar Pb pero no Cr, esto debido a que en las muestras con Cr se produjo la formación de Na2CrO4

.4H2O, compuesto altamente soluble que no permite una adecuada fijación del metal en la matriz; mientras que en el caso del Pb, se formó Pb3SiO5 (compuesto insoluble) al cual se le atribuye su fácil fijación. Al respecto Minarikova & Skvara (2006) analizaron metales como Zn, Cu, Cr, Cd y Pb empleando NaOH y KOH como activadores, y aunque señalan que es posible inmovilizar los metales objeto de estudio, manifiestan que la resistencia de las CV a la lixiviación está influenciada por la solubilidad de los compuestos formados como resultado de la reacción de la sal en el ambiente básico. Así mismo Zhang, Provis, Feng & Van Deventer (2008), elaboraron geopolímeros a base de CV con un solución activadora de 1,5 SiO2: Na2O:11H2O y NaOH (10M) para evaluar la eficiencia de la inmovilización de Cr, Cd y Pb; el estudio demostró que la inmovilización de Pb es altamente efectiva, mientras que la de Cr es inefectiva y la del Cd depende de la solubilidad de la fase del hidróxido, por lo que

60 Estado del arte

la inmovilización se ve afectada por la forma en la que se suministra el contaminante. En el caso del Pb, los autores mencionan que debió ocurrir un enlace químico y no solo un efecto físico, pues al ser adicionado en forma poco soluble como PbCrO4, era de esperar un más alto grado de inmovilización comparado a cuando se utilizó en forma más soluble (Pb(NO)3). Xu, Zhou, Chang & Qu (2006), realizaron estudios sobre CV activadas con una solución de KOH y K2SiO3 para determinar la inmovilización Cd, Cu, Pb y Cr. Sus resultados muestran, en general, una buena encapsulación, aunque Cd y Cu exhiben mejores resultados en periodos iniciales de curado a alto pH que en condiciones menos alcalinas, comparado con Pb y Cr que presentan una buena eficiencia en todas las etapas, por lo que señalan que la concentración de los activadores y las diferentes clases de metales pesados parecen afectar el comportamiento de inmovilización. Álvarez et al (2008) usaron NaOH (5,8 y 12 molar) como activador de CV y encontraron que las matrices geopoliméricas fueron efectivas para cierto número de elementos de interés ambiental (Co, Ni, Cu, Zn, Cd y Pb) cuya concentración fue siempre muy baja (< 0,2 ppm), pero no funcionó para el grupo de los denominados oxianiones (As, Mo, Se, Sb, Cr), pues su comportamiento parece estar relacionado con el carácter alcalino de las muestras geopoliméricas.

4.2 Cenizas volantes procedentes de la incineración de residuos sólidos municipales

Luna, Galiano, Fernández, & Vale (2011) aplicaron la técnica de S/E para el tratamiento de CV de carbón y otras procedentes de un incinerador de desechos sólidos europeo activadas con NaOH, KOH, silicato de Na y silicato de K, las cuales contenían Pb, Cd, Cr, Zn, Mo, As y Ba. Los autores emplearon los ensayos TCLP, UNE EN 12457-4, NEN 7345 y GANC para analizar la lixiviación de los metales y afirman que es posible estabilizar efectivamente el Pb, Cd, Cr y Zn, siendo este último el elemento mejor inmovilizado; no obstante oxianiones como V, Mo, y Cr, mostraron los peores resultados independiente del método empleado, y Sb fue el metal más problemático al superar el límite en casi todos los casos. Lancelloti et al (2010) analizaron la estabilidad química de geopolímeros elaborados con metacaolín y CV de residuos sólidos municipales adicionada en un 20% y activado con NaOH y silicatos; al aplicar el test de lixiviación EN 12457 observaron una notable reducción de todos los metales estudiados (Cd, Cr, Cu, Ni y Pb), particularmente del Cd lo que atribuyeron a la formación de hidróxido de cadmio, por lo cual concluyen que su inmovilización resulta muy eficaz a valores de pH altos. La concentración de metales lixiviados no excedió el límite permitido por la norma italiana (DM 30/08/2005), sin embargo el Cr tuvo una gran liberación probablemente debido a que está muy influenciado por las enormes cantidades de ion cloruro que contienen las cenizas empleadas. El estudio concluye que la ceniza puede ser usada hasta en un 20% de reemplazo de metacaolín.

Estado del arte 61

4.3 Residuos de horno de arco eléctrico de acero

Fernández-Pereira, Luna, Querol, Antenucci & Vale (2009), aplicaron la tecnología de S/ E a matrices de cemento y geopolímeros adicionados con polvo de horno de arco eléctrico que posee Pb, Cd, Cr y Zn, usando NaOH, KOH, silicato de Na y de K como activadores alcalinos, y evaluando su capacidad de inmovilización mediante los test TCLP, UNE-EN 12457-4, NEN 7341, y NEN 7345. Los mejores resultados se obtuvieron para los geopolímeros elaborados con escorias empleando silicato de K y Na, y aunque refieren que existen diferencias según el tipo de ensayo empleado, en general hubo porcentajes muy bajos de extracción para Zn y Cr, los cuales son inmovilizados tanto en cemento como en los geopolímeros. Cabe anotar que en el test de TCLP, el comportamiento del Zn está muy influenciado por el valor del pH y por la capacidad de neutralización ácida de la matriz; por el contrario, las fracciones inmovilizadas de Pb y Cd fueron muy variables, así al aplicar la norma NEN 7341 los niveles de lixiviación fueron altos, sin embargo se observó resultados aceptables con la norma NEN 7345.

4.4 Escorias siderúrgicas de alto horno

Deja (2002) reportó el efecto sobre las propiedades físicas y químicas de pastas de escoria alcalino-activadas en presencia de iones de Zn, Cd, Cr y Pb empleando como activadores Na2CO3 y waterglass (silicato e hidróxido de sodio en solución con módulo Ms = 2,0). Sus resultados indican que el grado de inmovilización de iones Cd, Zn y Pb fue superior a 99,9%, mientras que para Cr (VI) fue un poco más bajo (98,8%), resaltando que el Na2CO3 fue más efectivo como activante, debido a que en las pastas activadas con waterglass se presentan microfisuras. Yunsheng, Wei, Qianli, & Lin (2007), utilizaron matrices geopoliméricas binarias compuestas por escorias y metacaolín activadas con NaOH y una solución de silicato de Na en una relación molar SiO2/Na2O de 3,2 para evaluar el comportamiento de lixiviación de Cu y Pb, los autores reportan que estos metales son efectivamente inmovilizados, y que su eficiencia es 98,5% mayor cuando se incorporan al geopolímero en órdenes del 0,1-0,3%. Por otra parte, destacan que el Pb exhibe mejor eficiencia de inmovilización que el Cu en el caso de encontrarse en porcentajes superiores.

4.5 Residuos radiactivos

La tecnología de activación alcalina ha sido utilizada también en la inmovilización de diversos residuos nucleares. Perera, Vance, Aly, Davis & Nicholson (2006), realizaron ensayos con geopolímeros de Si/Al ~ 2 mediante la disolución de CV o metacaolín en soluciones de NaOH y Na2SiO3. Los investigadores encontraron que los iones más lixiviables fueron Na y K, mientras que Cs y Sr eran considerablemente más resistentes, siendo inmovilizados efectivamente entre un 1-5% en peso desde la temperatura ambiente hasta los 900°C. Por su parte Fernández-Jiménez, Macphee, Lachowski, & Palomo, (2005) evaluaron geopolímeros activados con NaOH (8M) y afirmaron que no hubo efectos adversos significativos en la resistencia mecánica, microestructura o en las cantidades de Cs lixiviado debido a que es incorporado en la gel de aluminosilicato quedando químicamente enlazado. Hanzlicek, Steinerova & Straka (2006) trabajaron con

62 Estado del arte

isotopos de Eu, Cs, Co y Fe, indicando que estos no son lixiviados en el agua aun después de su pulverización, sin embargo señalan que la presencia de ácidos fuertes afecta el equilibrio del sistema de dispersión de gel y la policondensación, alterando en consecuencia la formación del geopolimero. Finalmente, ciertos estudios como el desarrollado por Shi y Fernández-Jiménez (2006) con diversos residuos (CV, escorias de altos hornos, entre otros) y empleando NaOH como activador, muestran que la lixiviación de contaminantes a partir de materiales alcalino activados es menor que la que se genera empleando cemento portland, por lo que la recomiendan como una técnica más eficiente.

Como se puede apreciar, existe una amplia evidencia científica en torno al tema de la encapsulación de contaminantes ambientales (principalmente metales pesados) empleando geopolímeros, en la cual diversos residuos y materiales pueden ser efectivamente tratados. No obstante, hasta la actualidad no se han reportado estudios de lixiviación sobre geopolímeros basados en cenizas volcánicas, de donde surge la necesidad de proponer un análisis referente a la capacidad de inmovilización que posee el material geopolimérico desarrollado y analizado en el presente trabajo de investigación.

5. Metodología de la investigación

Con el propósito de cumplir con los objetivos trazados, se propone aplicar una metodología que consta de 7 fases fundamentales, las cuales se presentan en la figura 17.

Figura 17. Etapas del trabajo de Investigación. Fuente: Construcción propia.

64 Metodología de la investigación

A continuación se describen cada una de las etapas a través de las cuales se

desarrollará el trabajo.

5.1 Etapa 1. Construcción del estado del arte y del marco teórico

Durante esta fase se llevó a cabo la búsqueda de información pertinente, mediante la recolección de datos a través de los diferentes medios y recursos disponibles como la base de datos de la Universidad Nacional de Colombia, consultas bibliográficas en libros, revistas, periódicos, folletos, y normas. Esta primera etapa permitió conceptualizar aspectos básicos de la industria del cemento junto con su proceso productivo, además de contextualizar el estado actual acerca de los procesos de geopolimerización y su aplicación como forma de inmovilizar residuos peligrosos. Así mismo se logró recolectar información sobre la composición física y química de la puzolana objeto de estudio aportado por otros autores, su procedencia, origen y sus posibles consecuencias a nivel ambiental y en la salud humana. Finalmente, fue posible realizar una búsqueda exhaustiva sobre el comportamiento ambiental de la fase de producción de los geopolímeros y del cemento Portland, constituyéndose como el insumo para el análisis comparativo de dichos procesos.

5.2 Etapa 2. Caracterización de la materia prima En esta fase se realizó un análisis de la composición de los dos (2) tipos de puzolana a diferentes tamaños de partícula. Como fuente primaria se han seleccionado dos adiciones tipo aluminoslilicato de origen natural (cenizas volcánicas), procedentes de áreas localizadas cerca de Manizales (Colombia), denominadas para efectos de una mejor comprensión del presente estudio como puzolanas volcánicas 1 y 2. La puzolana volcánica 1 original fue sometida a un tratamiento de molienda con el fin de disminuir su tamaño de partícula, empleando un molino de bolas de acero con una relación volumétrica de carga (cuerpos moledores y puzolana) de aproximadamente 60% con relación al volumen total del molino, y empleando un periodo de 165 minutos, a partir del cual se obtuvo la denominada puzolana volcánica 1a, denominándose puzolana volcánica 1b a la que conserva su tamaño de partícula original. La puzolana 2 por su parte, recibió un tratamiento térmico a 700oC, a una rata de calentamiento de 14°C/min y con un tiempo de sostenimiento de 15 minutos. Este último, debido a que en estudios previos se ha encontrado en su composición mineralógica una cantidad considerable de montmorillonita, perteneciente a la familia de las esmectitas (del grupo mineral de los filosilicatos), que debido a su estructura laminar y a los patrones de distribución de carga en su interior, presentan la mayor adsorción de agua entre los minerales arcillosos. La presencia de este mineral hace imposible su activación alcalina al demandar agua de manera excesiva (relaciones líquido/sólido [L/S] mayores a 1,0) en el proceso de mezclado de las pastas (Proyecto PUZOGEOH, 2013).

Metodología de la Investigación 65

Así mismo se empleó una escoria de alto horno como adición puzolánica en menor proporción. Los activadores alcalinos empleados consistieron en hidróxido de sodio y silicato de sodio. La caracterización química y mineralógica de las puzolanas se estableció a partir de la técnica de fluorescencia de rayos X y difracción de rayos X. Para el caso de la escoria se determinó únicamente su composición química empleando la técnica de fluorescencia de rayos X. La técnica de fluorescencia de rayos X fue aplicada utilizando un espectrómetro de fluorescencia de rayos X, MagixPro PW – 2440 Philips equipado con un tubo de Rodio, con una potencia máxima de 4 KW. Este equipo tiene una sensibilidad de 200ppm (0.02%) en la detección de elementos pesados metálicos. Por su parte, para el análisis por difracción de rayos X, se empleó un difractómetro de rayos X X´Pert-MRD de Pan Analytical con radiación de Cu y un tamaño de paso de 0.020 para un rango 2θ entre 5 y

60°. La determinación de las características físicas se realizó con el objetivo de definir el tamaño de partícula de las puzolanas. En este caso, se aplicó la técnica de granulometría láser, empleando un equipo Mastersizer-2000 de Malvern Instruments acoplado con una unidad de dispersión Hydro2000MU, y como medio dispersante agua destilada.

5.3 Etapa 3. Elaboración del geopolímero El diseño de los geopolímeros consistió en una mezcla binaria con proporción de un 90% de la ceniza volcánica (135 g) y un 10% de escoria (15 g), sumando un total de 150 gramos de material puzolánico. Las pastas geopoliméricas fueron obtenidas en una mezcladora Hobart con un tiempo de mezclado de 10 minutos. La trabajabilidad adecuada de la mezcla se logró con una relación líquido/sólido de 0,20 para el caso de la puzolana 1 y de 0,30 para la puzolana 2. Los parámetros de trabajo y óptimos desarrollados para la elaboración de los geopolímeros se presentan en las tablas 6 y 7. Las pastas en estado fresco fueron moldeadas en cubos de 20 mm de lado y vibradas durante 30 segundos en una mesa vibradora eléctrica con el fin de remover el aire atrapado. Posteriormente, los moldes fueron cubiertos con una película de polietileno que permite controlar la evaporación del agua libre de mezclado y fueron curados a temperatura ambiente (25±3°C) durante 24 horas. Transcurrido este tiempo las probetas fueron desmoldadas y llevadas a una cámara de curado que garantiza una humedad relativa superior al 90% hasta cumplir con la edad de ensayo (28 días). Tabla 6. Diseño de la mezcla 1 (Geopolímero con puzolana 1). Mezcla #

MATERIAS PRIMAS (GRAMOS) Agua total/ puz+S+NaOH (L/s)

RELACIÓN MOLAR DE MEZCLA Módulo del activante Ms=SiO2/Na2O

%Na2O en la mezcla vs Puz 10%

Es Si/Al Original

Escoria Puzolana silicato NaOH

H2O SiO2/Al2O3

Na2O/ SiO2

H2O/Na2O

Na20/Al2O3

7,0-0,07

6,51 15 135 20,61 5,7 22,02 0,201 7,00 0,070 16,65 0,49 0,98 4,628

66 Metodología de la investigación

Tabla 7. Diseño de la mezcla 2 (Geopolímero con puzolana 2). Mezcla #

MATERIAS PRIMAS (GRAMOS) Agua total/ puz+S+NaOH (L/s)

RELACIÓN MOLAR DE MEZCLA Módulo del activante Ms=SiO2/Na2O

%Na2O en la mezcla vs Puz 10%

Es Si/Al Original

Escoria Puzolana silicato NaOH

H2O SiO2/Al2O3

Na2O/ SiO2

H2O/Na2O

Na20/Al2O3

6,75-0,6

6,26 15 135 22,80 8,3 38,81 0,301 6,75 0,089 19,30 0,60 0,82 6,137

5.4 Etapa 4. Análisis de la toxicidad asociada a la materia prima y a los geopolímeros desarrollados

Durante esta etapa se logró determinar la toxicidad asociada a la materia prima y a los geopolímeros desarrollados, mediante la aplicación de los test de lixiviación de TCLP y la norma UNE EN 12457-2. El ensayo de TCLP permitió conocer la cantidad de metales pesados movilizados a partir de las puzolanas y de los geopolímeros elaborados. Para su aplicación, se requirió disminuir el tamaño de partícula de los moteros, hasta 10.0 mm de diámetro, aproximadamente. A continuación se procedió a seleccionar el fluido extractor, tal como lo describe la norma, para este caso, se seleccionó el fluido No. 1, el cual es una solución compuesta de 5,7 ml de ácido acético glacial y 64,3 ml de hidróxido de sodio, diluida a un volumen de 1 L con agua destilada. Teniendo en cuenta lo indicado en la norma (EPA, 1991), la cantidad de flujo de extracción debe ser de 20 veces el peso de la muestra; razón por la cual se tomaron 10 gramos de muestra y 200 ml de fluido extractor, y se colocaron en agitación durante un lapso de tiempo de 18 ± 2 horas aproximadamente, a una temperatura de 22 +/- 3º C. Una vez terminado el proceso de mezcla continua, se llevaron a cabo las filtraciones mediante un filtro de vidrio de tamaño efectivo de poro de 0.7 µm. Finalmente se acidificaron cada uno de los extractos mediante adición de ácido nítrico hasta alcanzar un pH de 2.0. El líquido extraído constituye el extracto de TCLP, al cual se le hicieron los análisis correspondientes. (Ver anexo A). Por otra parte, de determinó la cantidad de sodio lixiviado a partir del geopolímero 1ª (menor tamaño de partícula), mediante la aplicación de la norma UNE EN 12457-2. De este modo, en primer lugar se debió reducir el tamaño de partícula de la muestra hasta obtener un tamaño de partícula inferior a 4 mm. Posteriormente se procedió a colocar dicha muestra en contacto con agua destilada, teniendo en cuenta que la relación líquido/ sólido de 10L/Kg, tal como lo establece la norma. La mezcla se colocó en agitación constante durante un periodo de 24 horas a temperatura ambiente. Finalmente se filtró la mezcla utilizando un filtro de membrana de 0,45 um, midiendo inmediatamente el volumen de eluato filtrado, la conductividad, la temperatura, el pH, entre otros aspectos importantes para el análisis de los resultados. (Ver anexo B).

Metodología de la Investigación 67

5.5 Etapa 5. Determinación de la efectividad de la inmovilización de metales pesados en geopolimeros

En esta fase se determinó la efectividad de los geopolímeros como materiales para el tratamiento y encapsulación de ciertos contaminantes como el Ni y Pb.

Este análisis se realizó mediante la introducción de estos dos (2) metales en forma de Nitratos (Ni (NO3)3 y Pb (NO3)2) a diferentes concentraciones durante la producción de las matrices geopoliméricas elaboradas a partir de la puzolana denominada 1a (20,63 µm). Las concentraciones empleadas para ambos metales fueron 10% y 20% con respecto a la cantidad de puzolana total empleada para este caso (300 gramos). La elaboración de los geopolímeros para este caso fue similar a lo descrito en la etapa 3 del presente capítulo, y una vez alcanzaron la edad de curado (28 días) se sometieron al ensayo de TCLP descrito de manera previa en la etapa 4.

5.6 Etapa 6. Estudio comparativo entre la producción de geopolimeros y la producción de cemento portland: Análisis de ciclo de vida

Durante esta etapa, y tomando como base la amplia revisión bibliográfica en el tema del análisis de ciclo de vida para los procesos productivos del cemento Portland y de los geopolímeros, se llevó a cabo un análisis ambiental, considerando las ventajas y desventajas asociadas a las etapas de producción de cada proceso, teniendo en cuenta principalmente las materias primas asociadas, lo que permitió a su vez reconocer las posibles repercusiones ambientales de cada uno y generar un balance que pueda contribuir a la toma de decisiones de las empresas del sector de la construcción.

5.7 Etapa 7. Análisis de los resultados

Este análisis se realizó a partir de la comparación de los resultados obtenidos en la aplicación de los ensayos de lixiviación de TCLP y UNE-EN 12457-2 con lo establecido en la legislación internacional en lo que respecta a los límites máximos permisibles para ciertos contaminantes. Esto a su vez permitió realizar las conclusiones, formular recomendaciones, y finalizar el documento en el cual se consolidó la información analizada e investigada.

6. Resultados y análisis

6.1 Caracterización de la materia prima

Como parte de la etapa de caracterización de los productos de partida, en la tabla 8 se presenta la composición química fundamental de las cenizas volcánicas (denominadas puzolana 1 y 2) empleadas para la preparación de los geopolímeros, así como sus propiedades físicas. La puzolana 1a y 1b corresponden a la misma puzolana pero se diferencian en el tamaño de partícula. Al analizar la información presentada se puede inferir que las puzolanas 1 y 2 son materiales conformados por altos contenidos de sílice (Si) y alúmina (Al), con órdenes entre el 70% y 80%. En cuanto a la puzolana 2, se observa que comparado con la puzolana 1, posee niveles superiores tanto de sílice como de alúmina alcanzando un orden del 80%.

Tabla 8. Composición química y propiedades físicas de las puzolanas

Composición química (% en peso) Puzolana 1a Puzolana 1b Puzolana 2

SiO2 61, 995 61, 995 64,534

Al2O3 15,521 15,521 16,928

Fe2O3 7,328 7,328 6,031

CaO 5,189 5,189 3,017

MgO 2,493 2,493 3,589

K2O 1,591 1,591 0,625

TiO2 0.774 0.774 0,554

Pérdidas por ignición, LOI 0,480 0,480 3,32

Propiedades físicas

Tamaño medio de partícula (µm) 20,63 82,83 17,73

Debido a lo anteriormente expresado, es posible afirmar que ambas cenizas cumplen con lo especificado por la norma ASTM C618 para materiales de adición de carácter puzolánico, la cual especifica que la sumatoria de los óxidos SiO2 + Al2O3 + Fe2O3 debe ser igual o superior al 70%. Este tipo de puzolanas son objeto de estudio hasta la actualidad y se incluyen dentro de la clasificación de puzolanas naturales (tipo N) en dicha norma. Los resultados de la aplicación de la técnica de granulometría laser permitieron establecer el tamaño medio de partícula de cada material, donde se pueden apreciar claramente las variaciones de tamaño de las puzolanas 1a (20,63 um), 1b (83,82 um), y 2 (17,73 um). (Ver anexo C).

70 Resultados y Análisis

Por otra parte, teniendo en cuenta que para la preparación de los geopolímeros se adicionó un 10% de escoria, en la tabla 9 se presenta su composición química como soporte para análisis posteriores.

Tabla 9. Composición química de la Escoria.

Elemento y/o compuesto

Escoria (ppm)

CaO5 403040

SiO2 377420

Al2O3 156870

Fe2O3 18500

MnO 16130

MgO 13020

TiO2 5000

K2O 4000

Na2O 2030

P2O5 1900

S 970

Sr 660

Zr 240

Y 210

Como se aprecia, la composición química de la escoria muestra un contenido alto de elementos como azufre, estroncio, circonio e itrio, los cuales deben ser tenidos en cuenta a la hora de realizar el análisis de los resultados, debido a que pueden ejercer cierta influencia en el contenido final de los geopolímeros. Así mismo, con el objetivo de determinar su composición mineralógica se aplicó la técnica de Difracción de rayos X. Las figuras 18 y 19 ilustran los difractogramas de rayos X obtenidos para las puzolanas 1 y 2. El espectro de rayos X muestra una mezcla de fases cristalinas y amorfas, siendo especialmente representativa la fase cristalina. Su análisis indica que la puzolana 1 presenta como componentes de tipo cristalino un material parecido a la plagioclasa, cuya serie isomórfica abarca desde la albita

(NaAlSi3O8) hasta la anortita (CaAl2Si2O8), anfiboles (W0-1X2Y5Z8O22(OH)2) y cuarzo

SiO2, presentando un pico de mayor intensidad en 2θ~28o.

Por otra parte, se observa que la puzolana 2, posee un elevado contenido de fase

cristalina, representado principalmente por cuarzo SiO2, Anortita (CaAl2Si2O8),

Montmorillonita (Na,Ca)0,3(Al,Mg)2Si4O10(OH)2 y Cordierita (Mg,Fe)2Al4Si5O18; igualmente, se logra denotar que sus picos de mayor intensidad se presentan en un rango entre 2θ~25 o y 30o. Se puede notar además, que existe cierto grado de amorficidad evidenciado a través del levantamiento de la línea base entre 20 y 30 o (2θ)

http://es.wikipedia.org/wiki/Sodio

http://es.wikipedia.org/wiki/Calcio

http://es.wikipedia.org/wiki/Aluminio

http://es.wikipedia.org/wiki/Magnesio

http://es.wikipedia.org/wiki/Silicio

http://es.wikipedia.org/wiki/Ox%C3%ADgeno

http://es.wikipedia.org/wiki/Grupo_hidroxilo

Resultados y Análisis 71

Figura 18. Difractograma de rayos X de la puzolana volcánica 1.

5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60

A

P

P

AP

Q

Q

P

AP PQA

P

AA

2Theta[deg]

Plagioclase-type structures (P)

Anfibole-type structures (A)

Quartz (Q)

AP

Q

P

P

P

P

P

Q

P

P

P

PP

A

P

A

PP P P A

Figura 19. Difractograma de rayos X de la puzolana volcánica 2.

5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60

0

5000

10000

15000

20000

25000

30000

35000

40000

45000

MQ

Q

Q

M

QM

M

Q

Q

M

Anorthite ()

Quartz (Q)

Cordierite (C)

Montmorillonite (M)Q

C

M

Counts

°2 Theta

Estos resultados coinciden con lo reportado por Quiroz et al., (2014) quienes tras haber caracterizado estructuralmente la ceniza volcánica del nevado del Ruiz mediante la aplicación de DRX, encontraron en todos los patrones de difracción obtenidos presencia de una fase estable de cuarzo presente en todas las variaciones de temperatura. Sin embargo, no encontraron presencia de plagioclasa, anortita, anfíbol, cordiarita y montmorillonita. Por su parte, Lemougna et al., (2014), analizaron la influencia de la composición química y mineralógica en la reactividad de cenizas volcánicas, y encontraron que el espectro de rayos X se caracteriza por una mezcla de fase amorfa con cristalina, quienes a su vez identificaron fases como anortita y cuarzo, pero no identificaron plagioclasa, anfíbol, cordierita ni montmorillonita. Otros autores como Monsalve et al., (2011) aplicaron DRX a cenizas volcánicas procedentes del volcán del Huila, e identificaron fases como cuarzo (en abundancia), anfíbol (en trazas), y esmectita (bajas cantidades), así como escaso material amorfo.


6.2 Análisis de la toxicidad asociada a la materia prima y a los geopolímeros desarrollados

6.2.1 Resultados de la aplicación del ensayo de TCLP

Para determinar la potencial toxicidad de los geopolímeros, se hizo necesario conocer los posibles contaminantes ambientales presentes originalmente en los insumos. Por lo anterior, en la tabla 10 se indica la composición química elemental de metales para ambas puzolanas, donde se observa que si bien tanto la puzolana 1 como la puzolana 2 poseen varios metales pesados, se encuentran diferencias notables entre cada material. De este modo, se observa que la puzolana 1 no sólo contiene un mayor número de metales pesados con respecto a la puzolana 2, sino que además tiende a superar su contenido, en algunos casos incluso duplicándolo. El Zinc, es el único metal pesado que se encuentra en una cantidad inferior en la puzolana 1, comparado con la puzolana 2.

Tabla 10. Composición elemental de metales pesados en las puzolanas solas.

Metal Puzolana 1

(mg/Kg) Puzolana 2

(mg/Kg)

Ba 820 400

Sr 530 270

Zn 90 130

S 260 -----

V 210 -----

Cr 170 -----

Rb 60 -----

Y 20 -----

----- No se encuentra presente

Los datos proporcionados en la tabla 10 evidencian que ambas puzolanas presentan altos contenidos en metales pesados, lo que sugiere un potencial de toxicidad tanto para los ecosistemas como para la salud humana. Al respecto, diversos autores que han abordado la lixiviación de metales traza a partir de cenizas volcánicas ya advierten sobre sus posibles efectos nocivos en general (Parelho et al., 2014) (Armienta et al., 2002) (Risacher y Alonso, 2001) (Witham et al., 2005) (Cronin et al., 2014). En la tabla 11 se muestran los resultados correspondientes a la aplicación de los ensayos de TCLP en las diferentes puzolanas objeto de estudio. Adicionalmente en la tabla 12 se indican los valores de las concentraciones máximas permitidas en los lixiviados regulados por dicha norma.


Tabla 11. Aplicación de TCLP a las puzolanas.

Metal Puzolana 1a

(mg/L) Puzolana 1b

(mg/L) Puzolana 2

(mg/L)

Ba <0,42 <0,42 <0,4

Sr 0,75 0,66 <0.05

Zn 0,20 0,58 0,19

Sulfato como S <1,4 <1,4 48

V <2.25 <2,25 <2,2

Cr 0,16 0,19 <0,1

Tras efectuar la comparación entre las tablas 11 y 12, se aprecia que en general los diferentes tipos de puzolana volcánica junto con sus variaciones de tamaño de partícula, cumplen a cabalidad con los límites máximos permisibles para los elementos cromo y bario establecidos por la EPA para la norma de TCLP. No obstante, para el caso del resto de los metales Zn, S, V, y Sr (para los cuales no hay valores indicados por la norma de TCLP) es posible que no los cumpla.

Debido a que mediante la aplicación de este ensayo se pretende determinar si en términos de toxicidad por lixiviación el uso de la puzolana y su valorización como un posible material para la construcción es viable, y teniendo en cuenta además los contenidos iniciales tan altos de metales pesados en las puzolanas volcánicas, se presenta un potencial riesgo tanto para el ambiente como para la salud humana, por lo que es necesario evaluar otras legislaciones, tal como se mencionará más adelante.

Tabla 12. Máximas concentraciones permitidas en los lixiviados de TCLP (US.EPA). Fuente: (EPA,

1991)

Metales Concentración permisible (mg/L)

Zn ----

Cr 5,0

S ----

V ----

Ba 100,0

Sr ----

---- No hay información disponible.

Según se describió previamente en el subcapítulo 5,3, una vez elaboradas las muestras, éstas fueron curadas en un ambiente húmedo a temperatura ambiente, durante un periodo de 28 días. Cumplido este tiempo, se procedió a aplicar el ensayo de lixiviación de TCLP. En la tabla 13 se muestran los resultados obtenidos a partir de su aplicación sobre los geopolímeros basados en ambas puzolanas a diferentes tamaños de partícula.


Tabla 13. Aplicación de la prueba de TCLP a los geopolimeros.

Metal Geopolímero 1a

(mg/L) Geopolímero 1b

(mg/L) Geopolímero 2

(mg/L)

Ba <0,4 <1,03 <1,03

Sr <0,05 <0,3 <1,3

Zn 0,1 0,27 0,09

Sulfato como S 19,5 7,88 9,94

V <2,2 <1,5 <1,5

Cr <0,1 <0,1 <0,08

Los resultados presentados en la tabla 13 muestran en general un contenido bajo para los metales pesados analizados, lo cual indica que probablemente ocurrió una encapsulación efectiva. Al comparar los valores reportados con los presentados en la tabla 10 se puede evidenciar que hubo una lixiviación más baja para la mayoría de los metales en las dos puzolanas, no obstante se presentaron ciertas excepciones. Tal es el caso del Ba para los geopolímeros elaborados a partir de la puzolana 1b y 2, así como el Sr, para el geopolímero a base de la puzolana 2, los cuales aparentemente presentaron un ligero incremento en su concentración, hecho que puede atribuirse a la sensibilidad del equipo utilizado, sin embargo sus diferencias son mínimas, y no implica variaciones significativas. Por otra parte, para el caso del azufre, se ha evidenciado un notable incremento en los geopolímeros a base de las puzolanas 1a y 1b, situación que puede estar relacionada con el alto contenido de este elemento presente inicialmente en la escoria adicionada, tal como se presentó en la tabla 9. Al contrarrestar los resultados de la tabla anterior con las concentraciones máximas permitidas en los lixiviados de TCLP señalados en la tabla 12, se encuentra que tanto el Ba como el Cr están muy por debajo de los límites establecidos, de donde se infiere que cumplen a cabalidad con la norma para encapsulación y que han sido efectivamente inmovilizados. Por otra parte, al analizar el comportamiento de lixiviación reflejado por los geopolímeros elaborados a partir de las puzolanas 1a y 1b, se encuentra que no existen diferencias significativas entre la cantidad de metales inmovilizados, por lo general están en un rango cercano, siendo el azufre el único elemento que se reportó en una mayor cantidad para el caso del geopolímero a base de puzolana 1a, lo cual quizá pueda estar influenciado por su menor tamaño de partícula. Como se mencionaba previamente, debido a que no existe información disponible en cuanto a los límites máximos permisibles en TCLP, para algunos metales como Zn, S, V y Sr, y con el objetivo de llevar a cabo una comparación más estricta, se decidió incluir en el análisis normas con un mayor grado de restricción. Que para efectos del presente trabajo se basa en la legislación que regula el agua para consumo humano. En la tabla 14 se presentan los límites máximos permisibles de los metales estudiados, para el caso de agua de uso doméstico, establecido por la legislación de Estados Unidos, la Organización Mundial de la Salud (OMS) y la Unión Europea (UE). Los datos se tomaron


de la EPA, la OMS, y la directiva 98/83/EC de Europa, respectivamente (EPA, 2000; OMS, 1993; UE, 1998). Para el caso del vanadio se empleó como referencia lo establecido en la legislación alemana con un valor máximo de 0.05 mg/L en aguas superficiales para su potabilización (DVGW, 1985). Por otra parte, en lo que respecta al azufre, no se ha reportado como un elemento contaminante, puesto que no presenta toxicidad, sin embargo si puede generar problemas en la calidad y uso del agua, y teniendo en cuenta que este ocurre en forma del ion sulfato SO4

-2 en las aguas naturales, se ha decidido tomar como límite 250 mg/L, tal como lo señala la Agencia de protección ambiental de los Estados Unidos (EPA, 2000). Vale la pena destacar, que este último hace parte de los denominados estándares secundarios o no obligatorios de agua potable, y que de exceder dicho valor estipulado puede acarrear problemas en el sabor del agua, además de aportar propiedades laxantes que pueden afectar la salud humana.

Tabla 14. Límites máximos permisibles de metales pesados para agua de uso doméstico según la EPA, OMS y UNE. Fuente: (EPA, 2000) (OMS, 1993) (UE, 1998).

Límite de concentración

(mg/L)

EPA

OMS

UE

Zn 5,00 3,00 -----

Cr 0,10 0,05 0,05

Ba 2,00 0,30 -----

Sr 4,00 ----- -----

S ---- ---- ----

----No hay información disponible

Según la información suministrada por la tabla 14, se evidencia que en todos los casos los niveles de concentración de los metales presentes en los lixiviados de las puzolanas así como de los geopolímeros estuvieron por debajo de los límites establecidos por la norma, hecho que deja claramente reflejada la efectiva inmovilización del Zn, Cr, Ba, y Sr. En el caso del vanadio, no es posible asegurar dicha encapsulación con certeza debido a que los resultados presentados no son fijos (pueden variar por la sensibilidad del equipo). Sin embargo, se observa que hubo una disminución de la concentración en la mayoría de los casos, lo que supone un adecuado comportamiento. Por último, con respecto al azufre (como sulfato), se puede observar que aunque posee una cierta tendencia a incrementar después del proceso de geopolmerización, de igual manera no representa un problema al compararlo con los límites máximos permisibles señalados por la norma, puesto que sus valores están muy por debajo de los establecidos. Vale la pena aclarar que aún no se han efectuado estudios relacionados con lixiviación de geopolímeros elaborados a partir de puzolanas volcánicas, sin embargo se ha encontrado que estos resultados son similares a lo reportado en otros materiales por algunos autores (Álvarez- Ayuso et al, 2008; Xu et al, 2006; Minarikova y Skvara, 2006; Van Jaarsveld y Van Deventer, 1999; Palomo y Palacios, 2003; Zhang et al, 2008)


quienes tras haber mezclado residuos como cenizas volantes procedentes de la industria termoeléctrica con insumos para fabricar geopolímeros encontraron que la técnica fue efectiva para los elementos Ba, Zn, y Cr, destacándose por lo general la excelente inmovilización del zinc. No obstante, algunas investigaciones como las desarrolladas por (Álvarez-Ayuso et al., 2008) (Palomo y Palacios, 2003) encontraron que el cromo, como elemento presente en forma de oxoanión no fue bien encapsulado. Así mismo, un estudio desarrollado por (Luna et al., 2011) en desechos sólidos municipales incinerados, muestra que el elemento Zinc tuvo una muy buena encapsulación, mientras que el cromo exhibió el peor comportamiento. Por otra parte, con respecto al Sr, (Perera et al., 2006), quienes realizaron ensayos con geopolímeros de Si/Al ~ 2 mediante la disolución de CV o metacaolín en soluciones de NaOH y Na2SiO3, analizaron su comportamiento ante la variación térmica, calentando hasta temperaturas tan altas como como 900°C, y reportaron que este elemento fue de los menos lixiviables debido a su gran resistencia, siendo inmovilizado efectivamente entre un 1-5% en peso desde la temperatura ambiente hasta los 900°C.

6.2.2 Resultados de la aplicación de la norma UNE EN 12457-2

Como parte del análisis de la potencial toxicidad de la materia prima empleada para la elaboración de los geopolímeros, fundamentalmente asociada al NaOH y silicato de sodio para esta etapa, se aplicó la norma UNE EN 12457-2, cuyo protocolo dura aproximadamente 24 horas. Este procedimiento se incluyó debido a que en el estudio teórico realizado con respecto a los ACV en geopolímeros se ha evidenciado que existe cierta toxicidad potencial asociada al empleo de los activadores alcalinos, particularmente relacionada con el uso del silicato de sodio. El estudio se llevó a cabo en la puzolana 1a (debido a su menor tamaño de partícula), y con el propósito de analizar la lixiviación de sodio en el tiempo, se eligió un intervalo de 4 periodos o cortes de medición. Así mismo se llevó a cabo el análisis de la muestra blanco como lo establece la norma. A continuación en la tabla 15 se presentan los resultados obtenidos.

Tabla 15. Resultados de la aplicación de la norma UNE EN 12457-2.

Intervalo de tiempo (horas)

Sodio lixiviado (mg/L)

Sodio lixiviado (mg/Kg) de

materia seca

pH del lixiviado

Conductividad (mV)

Temperatura (oC)

1 529,34 5822,74 11,13 286 25

2 529,34 5822,74 11,18 291 26

3 529,34 5822,74 11,25 272 27,8

5 510,41 5614,51 11,28 274 28,2

24 762,78 8390,58 11,23 272 26

Blanco 17,91 ---- 5,08 105 26,3

----No aplica


Por otra parte, teniendo en cuenta la fórmula proporcionada por el ensayo para el cálculo de la liberación del contaminante en estudio a una relación (L/S=10), se determinó la cantidad de sodio liberada en mg/Kg de materia seca, los resultados se presentan en la tabla 15. Según se observa, los contenidos de sodio lixiviados a partir del geopolímero son bastante altos. De este modo, se puede deducir que ciertamente existe una alta influencia de los activadores alcalinos en el contenido y composición final de los geopolímeros. Debido a que la cantidad de silicato de sodio adicionada durante la elaboración del geopolímero es muy superior a la del hidróxido de sodio (casi cuadruplicándolo), es muy probable que la mayor parte de este elemento prevenga de la fuente silicatada. La muestra blanco indica que existen ciertos grados de impureza y presencia de sodio en el agua de análisis, el cual debe ser despreciado. La Figura 20 muestra las concentraciones de Na obtenidos para cada intervalo de tiempo. Figura 20. Concentraciones de sodio obtenidas para cada intervalo de tiempo

La gráfica (figura 20) muestra el comportamiento del sodio a lo largo del tiempo (24 horas). Se aprecia que inicialmente durante las tres primeras horas, su concentración presente en los lixiviados se mantuvo estable (529,34 mg/L), posteriormente, tras las cinco primeras horas, un segundo análisis muestra que existe una pequeña disminución (510,41 mg/L), y al finalizar el procedimiento, completando las 24 horas, su concentración incrementa hasta alcanzar los 762,78 mg/L. Como era de esperar, la cantidad de cationes (Na) lixiviados aumenta con el tiempo de tratamiento. Si bien, el tema del análisis de la lixiviación de sodio en geopolímeros se ha reportado escasamente en la literatura, al comparar los resultados obtenidos en el presente estudio con los reportados por algunos autores al respecto del tema, se encuentra que los primeros son menores. Así por ejemplo, (Lancelloti et al., 2010) quienes realizaron un pequeño análisis de la lixiviación de sodio en geopolímeros elaborados a partir de varios


tipos de ceniza volante al primer y séptimo día, aplicando la serie UNE EN 12457, encontraron que ocurrió una liberación de aproximadamente entre 1500 y 4000 ppm de iones de sodio, los cuales a su vez resultaron ser menores comparados con lo reportado por (Aly et al., 2008), en cuyo estudio encontraron cerca de 11000 ppm de Na, para la misma relación Sílice/ Alúmina, al aplicar la norma PCT-B con agua destilada a geopolímeros basados en metacaolín. Debido a que se ha señalado que la contaminación del ambiente por parte del elemento sodio (Na), puede ocurrir tanto en el agua como en el suelo, se decidió revisar si este cumple con la normatividad para aguas, corroborando de esta manera sus posibles efectos. Hasta la actualidad, no se ha calculado ningún valor de referencia para este elemento basado en sus efectos en la salud, sin embargo se sabe que su exceso en el agua puede generar perjuicios en los estándares secundarios del agua, es decir aspectos relativos a la aceptabilidad. El umbral gustativo del Na en el agua depende del anión asociado y de la temperatura de la solución. Por lo general, a temperatura ambiente, el umbral gustativo promedio del sodio es de 200 mg/L aproximadamente (OMS, 1993) (UE, 1998), tal como se muestra en la tabla 16. Además, en lo que respecta a la vida acuática, al sodio se le atribuye un riesgo de nivel 2, en otras palabras supone cierto riesgo cuando está presente en el agua (Lenntech, 2015). Tabla 16. Límites máximos permisibles para el sodio en agua. Fuente: (OMS, 1993) (UE, 1998).

----No hay información disponible

Al comparar los resultados de la tabla 15 con lo reportado por la tabla 16, se observa que todas las concentraciones determinadas superan con una gran diferencia el umbral gustativo establecido como parte de los estándares secundarios del agua. Por otra parte, aunque el sodio es un mineral de alimentación para los animales, si se excede de ciertos límites resulta ser perjudicial, de este modo, se ha señalado que el valor de la concentración letal media para los peces es de 157 mg/L (Lenntech, 2015). Este dato supone implicaciones ambientales serias, puesto que si se compara con los valores obtenidos en la tabla 15, resulta ser ecotóxico para la vida acuática, en este caso para los peces los cuales no lo tolerarían, causando el deceso de la población expuesta.

Estos resultados coinciden con investigaciones de análisis de ciclo de vida de geopolímeros en los cuales se indica el enorme potencial ecotóxico para los cuerpos de agua, así como para la vida acuática y marina (Habert et al., 2011) (Heath et al., 2014), quienes atribuyen este hecho fundamentalmente a la acción del silicato de sodio.

Normas Valor de Referencia

EPA ----

OMS 200 mg/l UE 200 mg/l


Por lo anterior, debido a la potencial problemática ambiental que se atribuye a la excesiva lixiviación de sodio en los suelos y aguas, y ante la escasa literatura e investigación en torno a este tema, surge un interesante campo de estudio, en el que resulta importante e incluso necesario realizar estudios posteriores, que permitan analizar si el uso de esta materia prima como activadores alcalinos, es viable o no, indagando sobre sus posibles efectos tanto en los seres humanos como en el ambiente.

6.3 Determinación de la efectividad de inmovilización de metales pesados en geopolímeros

En un intento por determinar la efectividad de la inmovilización de contaminantes presentes en el geopolímero de la puzolana 1a, la cual se seleccionó por sus características (menor tamaño de partícula, y por ende mayor reactividad), se ha aplicado el ensayo de TCLP sobre el geopolímero adicionado con 10 y 20% de Ni y Pb en forma de nitratos (Ni (NO3)3 y Pb (NO3)2), tratándose de sales muy solubles en agua. Sin embargo, vale la pena aclarar que en este caso no se comparará con la norma, debido a que el objetivo no es determinar si la cumple, sino encontrar de manera cuantitativa la lixiviación de estos, para calcular su fracción inmovilizada. Los valores inicialmente adicionados de cada metal durante la síntesis de los geopolímeros, así como los valores obtenidos a partir de la aplicación del ensayo se muestran en la tabla 17.

Para lograr determinar la eficiencia de la movilización de cada metal, se debe proceder a aplicar la siguiente ecuación:

Por lo tanto, para calcular la fracción inmovilizada objeto de nuestro interés, se aplicaría la fórmula:

Tabla 17. Concentraciones de los metales Pb y Ni en los lixiviados.

Metal Cantidad inicial de metales (% en peso)

Cantidad inicial en ppm

Concentración en el lixiviado (mg/L)

Pb (NO3)2 (10%) 30.000 8,39

Pb (NO3)2 (20%) 60.000 183,81

Ni (NO3)3 (10%) 30.000 44,65

Ni (NO3)3 (20%) 60.000 773,24

(11)

(12)


Según se observa en la tabla 17, las cantidades iniciales de Plomo y Níquel son demasiado altas, cuyos porcentajes en peso se consideraron así con la intención de maximizar las condiciones. De igual manera, los resultados después de la aplicación del ensayo varían bastante entre los diferentes metales y sus concentraciones. Es de destacar que los valores más altos de lixiviación para cada metal corresponden a los porcentajes de sustitución más altos (20%), en este caso de 183,81 mg/L para el plomo, y de 773,24 mg/L para el níquel. Estos valores fueron sustituidos en la fórmula 12 presentada de manera previa con el fin de hallar la eficiencia de la inmovilización. Los resultados obtenidos se presentan en la tabla 18. Tabla 18. Eficiencias de la inmovilización del Pb y Ni.

A partir de los resultados obtenidos en la tabla 18, se puede afirmar que hubo una excelente encapsulación de estos metales, lo cual queda evidenciado en su alto porcentaje de inmovilización, en la mayoría de los casos superior al 99%. Se puede observar que la mejor eficiencia de inmovilización corresponde a los metales agregados con un porcentaje del 10%. El níquel al 20% fue el metal que exhibió un menor porcentaje de retención en la matriz del geopolímero con un 98,71%, aun así su comportamiento de encapsulación fue excelente. Aunque aún hasta la actualidad no se han realizado estudios de encapsulación de contaminantes en matrices geopoliméricas desarrolladas a partir de ceniza volcánica, estudios desarrollados a base de otros materiales, tales como las cenizas volantes, han demostrado el excelente comportamiento de encapsulación del plomo. Zhang et al (2008), en su estudio emplearon 0,5% de Pb como PbNO3, y encontraron que tras emplear diferentes fluidos lixiviantes (H2SO4, agua destilada, MgSO4 y Na2CO3), su inmovilización es altamente efectiva. De este modo, cuando emplearon H2SO4, la eficiencia de inmovilización fue de 99,5%, al emplear agua destilada dicho valor consistió en 99,9%, y los lixiviados analizados usando MgSO4 y Na2CO3 fueron significativamente más bajos que los valores encontrados en geopolímeros con H2SO4. En el estudio mencionan que la estabilización de plomo en esta sal empleada fue particularmente muy satisfactoria, donde fue posible percibir la formación de fases de silicato de plomo. Así mismo aseguran que la inmovilización química es el factor controlante en la determinación de la ejecución de estos materiales bajos condiciones agresivas.

Xu et al, (2006), utilizaron Pb en forma de Pb (NO3)2, obteniendo que en comparación con otros metales, este contaminante parece tener las mejores eficiencias de inmovilización en todas las etapas y matrices. Phair et al (2004), intentaron encapsular plomo en forma de Pb (NO3)2 al 0,5% en masa, y tras aplicar el ensayo de TCLP hallaron que si bien la encapsulación fue altamente efectiva, esta es altamente dependiente de la concentración total de cationes extractables de la fuente de aluminio, lo cual es atribuido a que la precipitación del plomo puede ser susceptible a reacciones subsecuentes y

Metal % en peso Eficiencia de la inmovilización

Pb (NO3)2 10,00 99.97%

Pb (NO3)2 20,00 99.69%

Ni (NO3)3 10,00 99.85%

Ni (NO3)3 20,00 98.71%


quizá sea influenciado por la presencia de cationes extra (de la fuente de aluminio), los cuales pueden estabilizar la formación de nuevas fases de aluminosilicato amorfo. Además, la posibilidad de que el plomo sea adsorbido en la superficie de aluminio a través de series de reacciones complejas no es descartada. De este modo, se evidencia como la fuente álcali activadora tiene un efecto consistente en la eficiencia de la inmovilización. Palomo y Palacios (2003), analizaron el comportamiento del plomo cuando se suple en la forma de Pb (NO3)2 al 0,1% en masa, y tras aplicar el ensayo de TCLP, aseguran que dicho sistema geopolimérico es capaz de solidificar y estabilizar plomo en grandes medidas, señalando que sus concentraciones después de aplicar el ensayo son mínimas. Además mencionan que dicho comportamiento puede atribuirse quizá a la formación de compuestos de Pb3SiO5 dentro de las matrices, los cuales fueron identificados mediante DRX, y aunque el valor de su solubilidad no ha sido reportado aún, existen otros silicatos de plomo como Pb5SiO7 o PbSiO3 que exhiben solubilidades muy bajas. Por otra parte, en lo que respecta al Níquel, este elemento se ha escogido como objeto de análisis e interés debido a que se constituye como un metal pesado de gran importancia ambiental, y es quizá también uno de los más problemáticos y potencialmente peligrosos tanto para la salud humana como para el medio ambiente. Sin embargo, a partir de la revisión exhaustiva de la literatura se puede observar un enorme vacío en los estudios y análisis de este metal en torno al tema de la encapsulación en geopolímeros, por lo que el estudio actual se constituye como una valiosa contribución, que permite evaluar su comportamiento en las matrices geopoliméricas elaboradas a partir de la puzolana volcánica. Si bien, como se mencionaba anteriormente, no se han realizado estudios específicos de encapsulación de Níquel en geopolímeros, algunas investigaciones como la desarrollada por Alvarez Ayuso et al (2008) en geopolímeros elaborados a partir de cenizas volantes evidencia que este elemento presenta una muy buena inmovilización, siendo clasificado por los autores dentro de un gran grupo de elementos que presentan comportamiento similar de lixiviación, dentro de los cuales también figura el plomo, donde se muestra que sus valores siempre fueron inferiores a 2 ppm. Lancelloti et al., (2010), por su parte encontró que el comportamiento del níquel en geopolímeros elaborados a base de cenizas volantes procedentes de un incinerador de desechos sólidos municipales fue muy bueno, señalando que su concentración después de la lixiviación fue muy baja, y es insignificante en los eluidos después de la geopolimerización. Los resultados reportados por estos estudios son coherentes con los obtenidos en el presente trabajo, donde incluso se evidencia que el comportamiento del Níquel en cuanto a su efectividad de inmovilización fue muy parecido al exhibido por el plomo.

7. Discusión general

Si bien, muchos materiales han sido explorados con el objetivo de encontrar un potencial reemplazo que disminuya los efectos contaminantes de la Industria del cemento portland (Escalante, 2002), aún existen muchas otras opciones interesantes por considerar, cuya investigación a nivel internacional aun es escaza. Tal es el caso de la ceniza volcánica, que se constituye como una puzolana natural ampliamente presente en muchos países en desarrollo, incluso poseedores de una gran demanda en el sector de la construcción, la cual podrían ayudar a satisfacer mediante su empleo. Esta quizá ha sido abordada desde el punto de vista de sus propiedades mecánicas, pero se ha dejado de lado la importancia de sus implicaciones ambientales. A partir de los análisis de los resultados, se ha encontrado que aunque existe una problemática ambiental inicial en las puzolanas volcánicas objeto de estudio (reflejado por sus altos contenidos de metales pesados), su empleo es ambientalmente viable en los geopolímeros, debido a que estos mostraron su eficiencia para retener los contaminantes presentes en la materia prima original, cumpliendo con los estipulado por la norma. Este comportamiento se ha reportado ya previamente en otro tipo de materiales, en los cuales por lo general dicha encapsulación ha resultado también ser eficaz (Álvarez- Ayuso et al, 2008; Xu et al, 2006; Minarikova y Skvara, 2006; Van Jaarsveld y Van Deventer, 1999; Palomo y Palacios, 2003; Zhang et al, 2008). Así mismo, al evaluar la potencial movilidad del sodio presente en el geopolímero, se encontró que existe una gran cantidad desplazada de este elemento hacia el medio exterior, lo que significa un potencial y enorme riesgo ambiental, el cual quizá esté relacionado con el impacto ambiental (ecotoxicidad, toxicidad en el agua, toxicidad a los seres humanos) del empleo del silicato de sodio ya mencionado en previas investigaciones (Habert et al., 2011) (Heath et al., 2014). Por lo tanto, en el tema del análisis ambiental de las materias primas empleadas en el geopolímero, la puzolana volcánica no representa un inconveniente desde el punto de vista ambiental, sino antes bien se constituye como un material de gran potencial, que puede ser usado como materia prima para la elaboración de geopolímeros, y a su vez sería una buena manera de tratar un contaminante natural, que de no emplearse podría causar graves efectos a las poblaciones circundantes. Sin embargo, no ocurre lo mismo con el uso de los activadores alcalinos, los cuales requieren de futuros análisis e investigaciones que permitan determinar cuantitativamente sus efectos en el ambiente y en la misma medida proponer alternativas más sustentables.

84 Discusión general

Por otra parte, el estudio de encapsulación de Ni y Pb, fue coherente con lo que se ha reportado en la literatura para otros materiales. Ambos metales exhiben un excelente comportamiento de inmovilización, cuyos porcentajes fueron superiores al 99,7% para el caso del plomo y al 98,7% para el caso del níquel. El plomo es quizá el metal que ha sido más ampliamente estudiado como componente de residuos peligrosos para la inmovilización en geopolímeros. Los resultados aquí obtenidos coinciden con los presentados en investigaciones previas (Palomo y Palacios., 2003; Phair et al., 2004; Xu et al., 2006; Zhang et al., 2008), donde se señalan porcentajes de inmovilización generalmente superiores al 99% de efectividad. Respecto al níquel, se evidencia que existe poca información, y la investigación en el tema de la efectividad de su encapsulación en geopolímeros es escasa. Sin embargo, algunos autores que han trabajado con análisis en geopolímeros a base de cenizas volantes han encontrado que sus cantidades finales presentes en los lixiviados posteriores a la geopolimerización son demasiado bajas, cumpliendo con las normas que emplearon como referente (Álvarez Ayuso et al., 2008; Lancelloti et al., 2010). Por lo anteriormente expresado, podría señalarse que a la actualidad este trabajo representa un primer aporte en el tema de la viabilidad ambiental del uso de las puzolanas volcánicas en geopolímeros, desde el punto de vista de la lixiviación de potenciales contaminantes que puedan movilizarse hacia el medio exterior, así como del uso de geopolímeros elaborados a partir de puzolanas volcánicas con el fin de encapsular contaminantes. No obstante, para determinar desde un punto de vista más integral su viabilidad de uso como alternativa potencial al cemento portland es preciso evaluar aspectos como la búsqueda de nuevos activadores alcalinos que permitan disminuir el impacto ecológico causado. Así mismo, es importante realizar y acudir a estudios donde se realice una aproximación cuantitativa sobre la disponibilidad y accesibilidad de la ceniza volcánica que permitan establecer si realmente las reservas y zonas de suelos volcánicos son suficientes para elaborar materiales a futuro que puedan suplir las actuales demandas de materiales de la construcción. En lo que concierne a la comparación ambiental entre el proceso productivo del cemento portland y los geopolímeros, varios aspectos han quedado en evidencia. Ciertamente, la industria de la construcción basada en el cemento Portland como principal material de sustento se encuentra bajo cuestionamiento, debido a las grandes implicaciones ambientales que ha representado, entre ellas escases de materia prima y consumo energético, pero principalmente contribuciones en materia de emisión de gases de efecto invernadero, tales como el CO2. Al igual que lo señalado para la ceniza volcánica, en la actualidad muchas investigaciones con respecto a la tecnología de la Geopolimerización se están desarrollando, la gran mayoría de estas han girado en torno a su viabilidad como alternativa al cemento Portland desde el punto de vista de las propiedades mecánicas y de durabilidad, pero la literatura muestra una profunda escasez al respecto del área ambiental. Contrario a esta tendencia de ignorar o subestimar las repercusiones ambientales, con el fin de desarrollar estos materiales (más amigables con el medio ambiente) el diseño de materiales requiere del conocimiento de los conductores ecológicos de los nuevos sistemas de materiales, pero también identificar los impactos de los sistemas tradicionalmente competitivos. Una importante herramienta en torno a

Discusión general 85

este tema se ha aplicado con el ánimo de intentar cuantificar y medir las mejoras que representan los geopolímeros. El ACV, o análisis de ciclo de vida (por sus siglas), ha permitido establecer valiosas comparaciones entre ambos procesos productivos, para determinar las ventajas y desventajas ambientales asociadas a cada proceso. Para tal propósito existen bases de datos muy completas y actualizadas como ecoinvent, que permiten acceder a información de materiales e insumos empleados en la elaboración de geopolímeros, así mismo existen software especializados como Simapro, en los cuales se pueden efectuar análisis de ciclo de vida muy aproximados. Tras examinar detenidamente las investigaciones y análisis de ciclo de vida efectuados en torno a los geopolímeros y al cemento portland, se puede afirmar que existen importantes ventajas ambientales para los geopolímeros, donde se debe hacer un fuerte énfasis en la disminución de los gases de efecto invernadero. Estas reducciones, según las estimaciones realizadas van desde un moderado 20% a un ambicioso 80% con respecto a lo generado por el cemento portland (Duxon et al., 2007b) (Komnistas y Zaharaki, 2007) (Nowak, 2008). Sin embargo, se debe mencionar que el perfil ambiental de los geopolímeros depende enormemente de los materiales de partida, los cuales también deben ser considerados. Por lo anterior, sin desconocer sus beneficios con respecto al potencial de calentamiento global, cabe resaltar la importancia de las materia primas, las cuales pueden tratarse de recursos intensivos primarios y secundarios sólidos y fluidos. Aunque los materiales de partida más comunes en la síntesis geopolimérica son las cenizas volantes y las arcillas (Zhang et al., 2014), existen muchos otros materiales que sirven para tal fin, entre ellos figuran escorias, metacaolin, humo de sílice, cenizas volcánicas, entre otros. La importancia del uso de estos materiales se encuentra en que muchos de estos consisten en subproductos industriales o contaminantes naturales, que de otro modo no podrían ser empleados, y su disposición final resultaría costosa. Pero su uso y elección es un debate que se centra en determinar qué material es el más viable no sólo por su disponibilidad y fácil acceso, sino además por su contenido, que puede afectar las propiedades finales de los geopolímeros. Si bien, según se presentó en el capítulo 3, algunos materiales como las escorias y las cenizas volantes han demostrado ser una buena opción, y que por lo general sus contaminantes quedan efectivamente encapsulados, recientes investigaciones señalan la insuficiencia de su producción a nivel mundial para permitir que geopolímeros basados en ellos puedan reemplazar una porción significativa del cemento global. Así por ejemplo, Heath et al (2014) mencionan que menos del 20% de los requerimientos de cemento global pueden ser suplidos usando escoria y cenizas volantes, además de destacar que cada vez la producción de ceniza volante decrece más por la búsqueda de nuevas formas renovables de generación de electricidad. Teniendo en cuenta que se requiere satisfacer las actuales demandas de las sociedades en crecimiento y desarrollo, se debe propender por una propuesta que a gran escala y a largo plazo sea sostenible. Una alternativa quizá un poco más realista consiste en la elaboración de geopolímeros a partir de arcillas minerales calcinadas, las denominadas meta-arcillas, como por ejemplo

86 Discusión general

el caolín, que tras su calcinación se convierte en metacaolín. Igualmente existen muchas otras arcillas como la illita y la esmectita (montmorillonita) que se encuentran presentes naturalmente en el ambiente, y que según estudios es posible obtener geopolímeros a partir de mezclas calcinadas (Seiffarth et al, 2013) (Heath et al, 2014), además de que grandes cantidades de estas son comercialmente extractadas alrededor del mundo. Pese a ello, se trata igualmente de minerales naturales, los cuales al ser explotados generan impactos ambientales, y cuya diferencia con la extracción de la piedra caliza para la fabricación del cemento sería mínima. Queda entonces la apremiante necesidad de seguir indagando cuál de estas materias primas puede contribuir dejando una menor huella ambiental. Por otra parte, en lo que respecta a los activadores alcalinos, queda claro que tienen efectos igualmente marcados, reflejados principalmente en sus aportes al potencial de calentamiento global durante su proceso de síntesis. Como se ha mencionado, los principales activadores empleados en el proceso de geopolimerización son el hidróxido de sodio y el silicato de sodio, cada uno de los cuales presentan impactos de manera diferente. En un esfuerzo por comparar los efectos de diversos activadores alcalinos, Heath et al (2014) encontró que el hidróxido de sodio es el álcali activador con el más bajo potencial de calentamiento global, y sugiere que se contemple la posibilidad del uso de carbonato de potasio con polvo de cal, no obstante destaca al silicato de sodio como el que otorga la más alta contribución de gases de efecto invernadero. De hecho, Habert et al (2011), en su estudio sobre concretos basados en geopolímeros encontró que el principal responsable de la mayor parte de los impactos ambientales es el silicato de sodio. Lo anterior, debido a que su producción y uso tienen la capacidad de afectar otras categorías de impacto ambiental, cuyos niveles resultan ser incluso más altos comparados con el cemento Portland. Entre estas categorías se encuentran el agotamiento abiótico, agotamiento de la capa de ozono, toxicidad humana, ecotoxicidad del agua fresca (que resulta ser una de las categorías más ampliamente afectadas), ecotoxicidad marina, ecotoxicidad terrestre, oxidación fotoquímica, acidificación, y eutroficación. Los resultados de Habert et al (2011) conllevan a indagar sobre el tipo de materia prima a emplear, pues señalan que los concretos geopoliméricos elaborados a partir de cenizas volantes y escorias tuvieron más bajos impactos que los sintetizados a partir de metecaolín, y dicha explicación radica en que el nuevo material para alcanzar la fuerza mecánica suficiente debe presentar una relación molar Si/Al de alrededor de 2, la cual en el caso del metacaolin es de 1, lo que exige la adición de una cantidad importante de silicato de sodio en la solución. Una interesante perspectiva alternativa presentada puede tratarse del uso de otras arcillas térmicamente activadas que posean una relación Si/Al más alta que el metacaolin, o quizá el empleo de escorias sódicas como reemplazo del silicato de sodio, los cuales ya han sido desarrollados a través del programa de geosistem (Instituto Geopolímero, 1997). Al realizar un balance entre los dos procesos productivos, naturalmente se encuentra que existe afectación por ambos, en el que si bien la industria del cemento Portland ejerce un enorme impacto ambiental en el tema del calentamiento global, la tecnología de los geopolímeros impacta otras categorías ecológicas también muy importantes, incluso cuando se mencionan riegos toxicológicos a la propia salud humana. Por todo lo anteriormente expuesto, y a pesar de los grandes avances en la técnica de la geopolimerización, sus excelentes propiedades mecánicas y de resistencia exhibidas, así como su gran contribución en la disminución del calentamiento global, sería muy

Discusión general 87

precipitado aseverar que resultará ser una alternativa muy competitiva con el cemento Portland, aún más cuando hoy día los estándares de calidad ambiental son más altos y restrictivos. Es preciso que la Industria del cemento Portland revise sus actuales prácticas, y avance hacia una cultura más responsable con la capa de ozono. Dicho avance implica más inversión en investigación, optar por los nuevos materiales alternativos, teniendo en cuenta su disponibilidad y composición, que permitan reducir la intensiva extracción de recursos naturales y adoptar tecnologías que disminuyan el alto consumo energético. La técnica de la geopolimerización por su parte, puede resultar como una excelente opción y alternativa en la medida que se avance hacia la investigación y obtención de otros activadores alcalinos menos contaminantes como los que se han propuesto recientemente, evitando de este modo las implicaciones en las otras categorías de impacto. Así mismo, se debe optar por una adecuada selección de los materiales de partida, donde las arcillas calcinadas con adecuadas relaciones (Si/Al) parecen ser una buena opción.

8. Conclusiones y recomendaciones

8.1 Conclusiones

Al aplicar el test de TCLP a los puzolanas solas, se observó que los valores de los metales Ba y Cr son inferiores a lo establecido en dicha norma por la EPA, sin embargo, debido a que hubo varios elementos que presentaron cantidades iniciales demasiado elevadas como el Zn, S, V, y Sr, y ante la falta de una normatividad aplicable que lo regule, se determinó indagar su cumplimiento ambiental con otras legislaciones más restrictivas, encontrándose que de igual manera las cumple a cabalidad. A partir del análisis de los valores de las concentraciones iniciales de metales para las puzolanas con los diferentes tamaños de partícula, se encontró que éstos eran considerables. Sin embargo, una vez estos son incorporados en la matriz geopolimérica ocurre un proceso de encapsulación e inmovilización fisicoquímica, en el cual todos los contaminantes son estabilizados presentando una cantidad de lixiviación muy baja, a excepción del Vanadio, en el que no es posible asegurar dicha encapsulación con certeza debido a que los resultados presentados no son fijos, posiblemente condicionados por la sensibilidad del equipo. Con base en estos resultados se puede concluir que su uso como insumo de geopolímeros no representa una restricción ambiental y se propone como una buena oportunidad para el sector de la construcción.

Los resultados obtenidos a partir de la aplicación de la norma UNE EN 12457-2, indican la presencia de altas concentraciones de sodio en los lixiviados de los geopolímeros basados en la puzolana volcánica 1a, lo que sugiere una problemática de potencial contaminación tanto para los suelos como para las aguas. Así mismo, se demostró que estos resultados son muy superiores a los límites letales de exposición en organismos tales como los peces, lo que implica un riesgo de ecotoxicidad acuática, y que posiblemente resulte ser tóxico para otro tipo de organismos acuáticos en incluso terrestres.

En lo que respecta a la encapsulación de metales pesados, se encontró que los geopolímeros elaborados con base en un 10 % y 20% de plomo y níquel fueron altamente efectivos, mostrando porcentajes de eficiencia de la inmovilización superiores

90 Conclusiones y recomendaciones

al 99,7% para el caso del plomo, y al 98,7% para el caso del Níquel, lo que significa que pueden funcionar como materiales para estabilizar y solidificar contaminantes ambientales de esta naturaleza bajo las proporciones estudiadas.

Al efectuar el balance ambiental comparativo entre los procesos productivos del cemento portland y el proceso de síntesis geopolimérica, se encuentra que si bien, comparado con el cemento Portland, las emisiones atmosféricas de gases de efecto invernadero pueden reducirse significativamente, la tecnología de los geopolímeros impacta (incluso gravemente en algunos casos) otras categorías ecológicas también muy importantes, tales como el agotamiento abiótico, toxicidad humana, ecotoxicidad del agua fresca, marina y terrestre, acidificación, eutroficación, entre otros. En este sentido se señala que el uso de los actuales activadores alcalinos (principalmente Hidróxido de sodio y silicato de sodio) deben ser reemplazados por materiales más viables ecológicamente.

8.2 Recomendaciones

Se evidenció que hace falta información en la legislación para tener referencias en cuanto a límites máximos permisibles, por lo tanto, se recomienda proponer algunos valores de elementos con los cuales no se pudo establecer fácilmente la comparación. Es importante analizar como parte de las investigaciones futuras, la síntesis de geopolímeros con otros porcentajes de adición de la ceniza volcánica, diferentes a los analizados en el presente estudio, esto con el propósito de establecer cuál es el porcentaje óptimo de sustitución en aplicaciones industriales potenciales. Así mismo, se aconseja realizar estudios a futuro con diferentes metales pesados bajo diversas concentraciones, que permitan determinar si los resultados de la encapsulación cumplen con la normatividad, así como establecer las máximas cantidades a las cuales estos pueden ser adicionados logrando una efectiva inmovilización. En esta medida, el níquel se constituye un elemento muy importante, que debería considerarse más frecuentemente en las investigaciones.

Se recomienda realizar más estudios ambientales para el tema de los activadores alcalinos, ya que el actual conocimiento e investigaciones sobre sus impactos son escasas. En este sentido, sería interesante aplicar otros tipos de ensayos de análisis de toxicidad tal como ensayos con Daphnia magna, con el objetivo de conocer el potencial ecotóxico de estos activantes en los geopolímeros. Así mismo se debe propender a la búsqueda de nuevos activadores alcalinos que resulten ser más amigables con el medio ambiente.

A. Anexo: Protocolo ensayo de lixiviación de TCLP

Su objetivo es determinar la movilidad de los contaminantes (metales pesados) presentes en un desecho sólido, que para efectos del presente trabajo se aplicará en un residuo de tipo natural.

Fundamentos Teóricos.

El TCLP es un ensayo cuyo propósito es la obtención de un lixiviado representado por el extracto líquido resultante de un procedimiento de extracción con una de dos soluciones lixiviantes diferentes.

Para decidir sobre la necesidad de realizar el ensayo de TCLP, se debe hacer previamente un análisis del origen del residuo a fin de identificar si puede o no incluir contaminantes tóxicos. Dichos análisis deben permitir determinar cualitativamente y (en caso de ser necesario) cuantitativamente los constituyentes tóxicos eventualmente presentes en el material objeto de estudio. Para este análisis preliminar se podrán utilizar técnicas tradicionales de laboratorio (cromatografía, absorción atómica, fluorescencia de rayos X, etc.,) según corresponda.

El ensayo de TCLP se deberá realizar cuando el análisis preliminar demuestre que el material evaluado contiene alguno o algunos de los constituyentes regulados por la norma (Dto. 4741/05) en cantidades tales que de difundirse totalmente al extracto TCLP este pudiese llegar a igualar o superar los límites máximos permisibles estipulados en dicha norma.

El lixiviado del ensayo TCLP deberá ser analizado mediante el empleo de una

técnica de laboratorio adecuada.

Para desechos 100% sólidos, el residuo debe ser sometido a una reducción de tamaño si tiene un área superficial por gramo de material igual o mayor que 3.1 cm2 o si los sólidos presentan un tamaño mayor a 0.95 cm en su menor dimensión.

92 Anexo protocolo ensayo de lixiviación de TCLP

Equipos y Materiales Equipos:

Equipo de agitación magnética.

Filtros de fibra de vidrio de borosilicato con tamaño de poro efectivo de 0.6 a 0.8 micras.

pH metro, con exactitud +/- 0.05 unidades a 25°C.

Balanza de laboratorio, con exactitud de 0.01 +/- gramos.

Vaso de precipitado o erlenmeyer de vidrio de 500 ml

Vidrio de reloj, de un diámetro tal que permita cubrir el vaso de precipitado o el erlenmeyer.

Estufa o plancha de calentamiento.

Recipientes para colectar y preservar las muestras del extracto TCLP.

Materiales Reactivos: Agua grado reactivo.

Ácido clorhídrico, 1N (HCl).

Ácido Nítrico, 1N (HNO3)

Hidróxido de sodio, 1N (NaOH)

Ácido Acético Glacial, (CH3COOH)

Solución lixiviante Solución lixiviante No. 1: Agregar 5.7 ml de ácido acético glacial (CH3COOH) a 500 ml de agua para análisis, añadir 64.3 ml de hidróxido de sodio 1N y diluir hasta un litro. El pH de la solución debe ser de 4.93 +/- 0.05 unidades (4.88 – 4.98).

Solución lixiviante No. 2: Diluir 5.7 ml de ácido acético glacial (CH3COOH) con agua para análisis hasta un litro. El pH de la solución debe ser de 2.88 +/- 0.05 unidades (2.83 – 2.93).

Anexo protocolo ensayo de lixiviación de TCLP 93

Manejo y conservación de los lixiviados Los lixiviados del test TCLP deben ser preservados para su análisis lo más pronto posible después de realizada la extracción. Para la determinación de constituyentes metálicos, los lixiviados se deberán acidificar con ácido nítrico hasta un pH inferior a 2.0 unidades.

Procedimiento del ensayo TCLP

Evaluación preliminar Reducción de tamaño: La muestra debe ser sometida a reducción de tamaño si presenta un tamaño mayor a 0.95 cm en su menor dimensión. Solución lixiviante a emplear para la extracción de los constituyentes metálicos: Pesar una pequeña submuestra del residuo, realizar la reducción de tamaño de partícula si se requiere hasta un tamaño de aproximadamente 1.0 mm de diámetro o menos, y trasferir 5.0 gramos a un matraz de 500 ml o a un vaso. Agregar a la submuestra 96.5 ml de agua para análisis, cubrir con el vidrio de reloj y agitar vigorosamente por cinco minutos utilizando para ello un agitador magnético. Medir y registrar el pH: Si el pH es menor de 5 (pH<5), utilizar en la extracción la solución lixiviante No. 1. Si el pH es mayor a 5 (pH>5), agregar 3.5 ml de HCl 1N, mezclar brevemente, cubrir con un vidrio de reloj y calentar hasta 50°C, mantener la temperatura por 10 minutos. Dejar enfriar la solución a temperatura ambiente y registrar el pH. Si el pH<5, utilizar la solución lixiviante No. 1; si el pH>5, utilizar la solución lixiviante No. 2.

Extracción del lixiviado En esta etapa se debe agregar 5 gramos de la muestra de residuo a 100 ml de solución lixiviante. La mezcla resultante se debe someter a agitación controlada por 18 +/- 2 horas, a una temperatura de 22 +/- 3º C. Después de la agitación se filtra la mezcla, el filtrado obtenido constituye el extracto de TCLP, mientras el sólido sobrante se descarta. Es necesario previamente a la etapa de la filtración lavar los filtros de vidrio con ácido nítrico 1N por lo menos tres veces en forma consecutiva. Se recomienda usar como mínimo 1 litro de agua destilada por enjuague. Además se debe registrar el pH del extracto después de la filtración. Inmediatamente después de colectar el extracto, se debe alicuotar y conservarlo para su análisis.

94 Anexo protocolo ensayo de lixiviación de TCLP

Las alícuotas para detección de metales deben ser acidificadas con ácido nítrico hasta un pH de 2.0 unidades. (Si se observa precipitación tomar otra alícuota para análisis de metales, no acidificar, refrigerar a 4ºC y analizar lo antes posible). Estas alícuotas deben ser digeridas en ácido excepto en aquellas circunstancias donde la digestión causa pérdidas de analitos metálicos. Si un análisis de extracto sin digerir muestra que la concentración del analito metálico regulado excede el nivel regulatorio, el desecho se clasifica como peligroso y no se requiere digestión del extracto. Sin embargo, los datos de extractos sin digerir no pueden ser usados para demostrar que el desecho no es peligroso. Las otras alícuotas deben ser almacenadas bajo refrigeración 4ºC hasta su análisis. El extracto TCLP debe ser preparado y analizado acorde al método analítico apropiado. Vale la pena destacar que para efectos de nuestro estudio se aplicó la solución lixiviante no.1, y se determinó emplear 12,5 gramos del sólido en 250ml de fluido de extracción, teniendo en cuenta que el fluido de extracción debe ser 20 veces el peso de la fase sólida, como lo señala la norma.

B. Anexo: Protocolo Norma UNE EN 12457-2

Como se ha mencionado previamente, esta norma tiene la finalidad de comprobar si un material cumple con las regulaciones o con el comportamiento de un material o un grupo de materiales de referencia.

Fundamentos teóricos El ensayo de lixiviación UNE EN 12457-2 forma parte de una familia de cuatro procedimientos descritos en las normas europeas, los cuales se basan en diferentes relaciones liquido/sólido (L/S) y diferentes tamaños de partículas, debido a la relevancia que cumplen estos factores en el procedimiento. En este ensayo se describe un ensayo de conformidad que brinda información sobre la lixiviación de residuos granulares y lodos que se encuentran en una relación L/S de 10l/kg. Esta norma Española, se ha desarrollado principalmente para analizar componentes inorgánicos de los residuos, siendo aplicable sólo a residuos y lodos que posean un elevado contenido en sólidos (el cual debe ser como mínimo superior al 33%). Su fundamento parte de la suposición de que se logra alcanzar el equilibrio o se está cerca del equilibrio entre la fase líquida y sólida durante las 24 horas correspondientes a la aplicación del ensayo.

Equipos y materiales Equipos:

Agitador mecánico de inversión Aparato de filtración Centrifuga pHmetro balanza con exactitud de al menos 0,1 g

96 Anexo protocolo norma UNE EN 12457-2

Materiales y reactivos

Agua destilada (5<pH<7,5) Ácido nítrico (0,1 mol/l) Filtros de membrana de 0,45 um de tamaño nominal de luz Probetas Botellas de vidrio o de polietileno de alta densidad de acuerdo con la norma EN

ISO 5667-3 con un volumen de un litro. termómetros

Solución lixiviante

La solución lixiviante consiste en agua destilada, agua desmineralizada, agua desionizada o agua de pureza equivalente (5<pH<7,5) con una conductividad <0,5 ms/m de acuerdo con el grado 3 especificado en la norma EN ISO 3969.

Manejo y conservación de los lixiviados Una vez se dividen los lixiviados o el eluato en un número adecuado de submuestras para los diferentes análisis químicos, se almacenan de acuerdo a los requisitos de la norma EN ISO 5667-3. Sus lixiviados deben ser preservados para su análisis lo más pronto posible después de realizada la extracción. Las concentraciones de los constituyentes e interés se determinan empleando métodos de análisis de eluatos (ENV 12506, ENV 13370 y otras).

Procedimiento ensayo UNE EN 12457-2

Procedimiento preliminar: Los ensayos deben aplicarse sobre materiales con un tamaño de partícula de al menos el 95% en masa inferior a 4 mm. La muestra de laboratorio debe por lo tanto ser tamizada. Si la fracción de material demasiado grueso excede el 5% en masa, dicha fracción en su totalidad debe triturarse con su equipo de trituración. El material no triturable debe separarse y anotar su peso y la naturaleza del material. La temperatura de secado no debe ser superior a 40ºC.

Anexo protocolo norma UNE EN 12457-2 97

Determinación del contenido en materia seca y la humedad La masa del residuo seco debe determinarse a 105ºC±5 de acuerdo a la norma ISO 114565. Esta norma debe aplicarse paralelamente sobre una porción de ensayo diferente de la porción de ensayo de la lixiviación. El contenido en materia seca se calcula según la expresión indicada a continuación:

Siendo: DR tasa de contenido en materia seca (%) MD la masa de la porción de ensayo una vez secada (kg) MW la masa de porción de ensayo antes del secado (kg) La tasa de contenido de humedad (MC en %) se calcula con la expresión:

Preparación de la porción de ensayo Se prepara una porción de ensayo con una masa total MW que contenga 0.090 kg±0,005 kg, según la relación mostrada en la expresión:

Siendo: DR tasa de contenido en materia seca (%) MD la masa de la porción de ensayo una vez secada (kg) Mw la masa de porción de ensayo antes del secado (kg)

Descripción del procedimiento Se coloca la porción de ensayo en la botella con la masa total Mw correspondiente a 0.090 kg ±0,005 kg de materia seca MD.

98 Anexo protocolo norma UNE EN 12457-2

Se añade una cantidad de lixiviante (L) que establezca una relación líquido/ sólido (L/S)= 10 l/kg±2% durante la extracción. La cantidad de lixiviante se calcula con la expresión:

Siendo: L el volumen de lixiviante empleado (l) MD la masa seca de la porción de ensayo (kg) Mc la tasa de contenido de humedad (%)

Extracción del lixiviado Tras obtener la cantidad de sólido correspondiente para el análisis, la muestra se coloca en contacto con el líquido de extracción en una botella. Posteriormente se inicia el proceso de mezcla continua manteniéndola en agitación a 10 r.p.m aproximadamente durante 24 ± 0,5h a temperatura ambiente. Una vez se completa este periodo de tiempo, se procede a filtrar el eluato casi completamente sobre filtros de membrana de 0,45 um empleando dispositivos de filtración de presión o vacío. Se mide inmediatamente la conductividad (mS/m) y el pH del eluato. Se divide el eluato en un número adecuado de sub-muestras para los diferentes análisis químicos y se almacenan de acuerdo con los requisitos de la norma EN ISO 5667-3, acidificando a pH menor de 2. Se determinan las concentraciones de los constituyentes de interés empleando métodos de análisis de eluatos (UNE EN 12506).

Obtención de la cantidad de eluato liberado en mg/Kg de materia seca El cálculo se realiza de acuerdo a la ecuación 17.

(17)

Donde:

A es la liberación del constituyente a una relación L/S=10 (mg/Kg de materia seca)

C es el contenido de un constituyente particular en el eluato en (mg/L)

Anexo protocolo norma UNE EN 12457-2 99

L es el volumen del lixiviante empleado (en L)

MC es la tasa de contenido de humedad (en % de materia seca)

MD es la masa seca de la porción de ensayo (Kg)

C. Anexo: Gráficas del tamaño de partícula de las puzolanas

Distribución del tamaño de partícula de la puzolana 1a.

Distribución de tamaño de partícula de la puzolana 1b.

102 Anexo Gráficas del tamaño de partícula de las puzolanas

Distribución del tamaño de partícula de la puzolana 2.

D. Anexo: Evidencias fotográficas del montaje experimental

Evidencia de la aplicación de los ensayos

Proceso de mezcla continua Geopolímeros tamizados de acuerdo a las normas

Acidificación y medición del pH Manejo de sales de metales pesados

Bibliografía

ADAMS, A.B and LEFFLER, S. Insect recolonization of the north sector of the Mount St. Helens blast zone. En: Keller, S.A.C. (Ed.), Mount St. Helens: Five Years Later. Eastern Washington University Press, Cheney, WA; 1986, p. 307–324.

AENOR. Asociación española de Normalización y certificación. UNE EN 12457-2. 2003. 33p.

ALJOE, W. National Synthesis report on regulations, standards, and practices related to the use of coal combustion products. Pittsburgh, PA 15236-0940. 2007. ALLARD, P., AIUPPA, A., LOYER, H., CARROT, F., GAUDRY, A., PINTE, G., MICHEL, A y DONGARRÀ, G. Acid gas and metal emission rates during long-lived basalt degassing at Stromboli volcano. En: Geophysical Research letters. 2000. vol. 27, no. 8, p.1207–1210.

ALLOWAY, B. The origins of heavy metals in soils. En: Alloway B, editor. Heavy metals in soils. London: Blackie Academic and Professional. 1995. p. 38–57.

ALY, Z., VANCE, E.R., PERERA, D.S., HANNA, J.V., GRIFFITH, C.S., DAVIS, J., DURCE, D. Aqueous leachability of metakaolin-based geopolymers with molar ratios os Si/ Al = 1.5–4. En: Journal of Nuclear Materials. 2008. Vol. 378, p.172–179

ÁLVAREZ MANTILLA, Hernando. Síntesis y caracterización de propiedades fisicomecánicas de geopolímeros a partir de puzolanas para su aplicación en la industria. Proyecto de grado apara optar al título de geólogo. Bucaramanga: Universidad Industrial de Santander. Facultad de Fisicoquímica. 2010. ÁLVAREZ-AYUSO, E., QUEROL, X., PLANA, F., ALASTUEY, A., MORENO, N., Izquierdo, M., Font, O., Moreno, T., Diez, S., VÁZQUEZ, E. and BARRA, M. Environmental, physical and structural characterisation of geopolymer matrixes synthesised from coal (co-)combustion fly ashes. En: Journal of Hazardous Materials. 2008. vol. 154, p.175-183. AMARAL, AFS., ARRUDA, M., CABRAL, S., RODRIGUES, AS. Essential and non-essential trace metals in scalp hair of men chronically exposed to volcanogenic metals in the Azores, Portugal. En: Environment International. 2008. vol. 34, no. 8, p. 1104–1108.

AMERICAN SOCIETY FOR TESTING AND MATERIALS. Standard Specification for Fly Ash and Raw or Calcined Natural Pozzolan for Use as a mineral Admixture in

106 Bibliografía

Portland cement concrete. ASTM C 618-89. 1989. Section 4. vol. 4, no.01, p. 296-298. AMERICAN SOCIETY FOR TESTING AND MATERIALS. Standard Specification for Portland Cement. ASTM C150 / C150M-12, West Conshohocken, PA, 2012. ANDO, M., TODANO, M., YAMAMOTO, S., TAMURA, K., ASANUMA, S., WATANABE, T., KONDO, T., SAKURAI, S.J.R., LIANG, C., CHEN, X., HONG, Z and CAO, S. Health effects of fluoride caused by coal burning. En: The Science of the Total Environment. 2002. vol. 271, p.107–116.

ARADÓTTIR, A.L., ARNALDS, O., EINARSDO´ TTIR, H.K. AFOKSTILRAUNIR (Burial experiments). In Arnalds, O., Arado´ ttir, A.L., Svavarsdo´ ttir, K. (Eds.), Grodurrannso´knir vegna hættu a afoki fra´ Halsloni. Agricultural University of Iceland Report No. 27. Iceland; 2010, p. 89–110. ARANDA, Alfonso., LÓPEZ-SABIRÓN, Ana M., FERREIRA, Germán and LLERA SASTRESA, Eva. Uses of alternative fuels and raw materials in the cement industry as sustainable waste management options. En: Renewable and Sustainable Energy Reviews, 2013. vol. 23, p. 242–260. ARANGO, J.D. Características generales y comportamiento geotécnico de las cenizas volcánicas en la Zona del Antiguo Caldas. Tesis de Maestría en Ingeniería Civil. Bogotá D.C.: Universidad de Los Andes. 1993.

ARMIENTA, M.A; DE LA CRUZ-REYNA, S; MORTON, O; CRUZ, O and CENICEROS, N. Chemical variations of tephra-fall deposit leachates for three eruptions from Popocatepetl volcano. En: Journal of Volcanology and Geothermal Research. 2002. vol. 113, p. 61–80.

ASOCIACIÓN COLOMBIANA DE PRODUCTORES DE CONCRETO, ASOCRETO (ASOCRETO). Cemento Pórtland. En: Colección básica del concreto. Colombia, 1997. p. 31.

AVERY, J.G. The aftermath of a disaster. Recovery following the volcanic eruptions in Montserrat, West Indies. En: West Indian Medical Journal. 2003. vol.52, p.131-135.

ÁVILA, J. Contaminación atmosférica en las empresas cementeras en el marco de la responsabilidad social ante las comunidades adyacentes. En: Revista del Centro de Investigación de Ciencias Administrativas y Gerenciales – CIGAC. 2009. vol. 6, no.1, p. 48-69. BARTOLI, F., BUURMA, P., OSKARSSON, H., STOOPS, G y GARCÍA-RODEJA, E. Soils of volcanic regions in Europe. Berlin: Springer; 2007.

BAXTER, P.J., ING, R., FALK, H. and PLIKAYTIS, B. Mount St. Helens eruptions: the acute respiratory effects of volcanic ash in a North American community. En: Archives of Environmental Health: An international journal. 1983. vol. 38, p.138-143.

Bibliografía 107

BECK, B.D., BRAIN, J.D. and BOHANNON, D.E. The pulmonary toxicity of an ash sample from the St. Helens volcano. En: Experimental Lung Research. 1981. vol. 2, p.289-301.

BENHELAL, Emad., ZAHEDI, Gholamreza., SHAMSAEI, Ezzatollah and BAHADORI Alireza. Global strategies and potentials to curb CO2 emissions in cement Industry. En: Journal of Cleaner Production. 2013. vol. 51, p. 142-161.

BENTOUR, A., DIAMOND, S., BERKE and N.S. “Steel Corrosion in Concrete.” E & FN Spon, an imprint of Chapman & Hall, 2-6 Boundary Row, London Se1 8HN, UK. 1997. BIGALKE, M.; WEYER, S. and WILCKE. Copper Isotope Fractionation during Complexation with Insolubilized Humic Acid. En: Environmental Science & Technology. 2010. vol. 44, no.14, p. 5496-5502.

BLESZYNSKI, R., HOOTON, RD., THOMAS, MDA and ROGERS CA. Durability of ternary blend concrete with silica fume and blast-furnace slag, laboratory and outdoor exposure site studies. En: Materials Journal. 2002. vol. 99, no.5, p.499–508.

BLONG, R. Volcanic Hazards: A Sourcebook on the Effects of Eruptions. Australia: Academic Press. 1984. 424 p.

BOYD, P., WATSON, A., LAW, C., ABRAHAM, E., TRULL, T., MURDOCH, R., BAKKER, D., BOWIE, A., BUESSELER, K., CHANG, H., CHARETTE, M., CROOT, P., DOWNING, K., FREW, R., GALL, M., HADFIELD, M., HALL, J., HARVEY, M., JAMESON, G., LA ROCHE, J., LIDDICOAT, M., LING, R., MALDONADO M., MCKAY R., NODDER S., PICKMERE S., PRIDMORE R., RINTOUL S., SAFI K., SUTTON, P., STRZEPEK, R., TANNEBERGER, K., TURNER, S., WAITE, A. and ZELDIS, J.A mesoscale phytoplankton bloom in the polar Southern Ocean stimulated by iron fertilization. En: Nature. 2000. vol. 407, p.695–702

BRASSEUR, G. Mount Pinatubo aerosols, chlorofluorocarbons and ozone depletion. En: Science. 1992. vol. 257, p. 1239-1242.

BRULAND K. W., DONAT J. R. and HUTCHINS D. A. Interactive influences of bioactive trace metals on biological production in oceanic waters. En: Limnology and Oceanography. 1991. vol. 36, no. 8, p.1555–1577.

BUCK, K. and BRULAND, K. Copper speciation in San Francisco Bay: a novel approach using multiple analytical windows. En: Marine Chemestry. 2005. vol. 96, no. 1-2, p. 185–198.

BUILDING MATERIALS DECREE. Staatsblad Van Het Koninkrijk der Nederlanden, 1995. 567p.

108 Bibliografía

BÜTTNER, R; DELLINO, P. and ZINRANOWSKI B. “Identifying magma – water interaction from the surface features of ash particles”. En: Nature. 1999. vol. 401, no. 6754, p. 688-690.

CADLE, RD. A comparison of volcanic with other fluxes of atmospheric trace gas constituents. En: Review of Geophysics .1980. vol.18, p.746–752.

CAPROS, P., KOUVARITAKIS, N and MANTZOS, L. Economic Evaluation of Sectoral Emission Reduction Objectives for Climate Change: Top-down Analysis of Greenhouse Gas Emission Possibilities in the E.U., Contribution to a Study for DG Environment. European Commission. 2001.

CARRILLO, R. La amenaza de los volcanes. ICYT-CONACYT. 1994. vol. 211, p.12-15. CASTILLO, S., DE LA ROSA, JD., SÁNCHEZ DE LA CAMPA, AM.,GONZÁLEZ-CASTANEDO, Y., FERNÁNDEZ-CALIANI, JC., GONZÁLEZ, I; et al. Contribution of mine wastes to atmospheric metal deposition in the surrounding area of an abandoned heavily polluted mining district (Rio Tinto mines, Spain). En: Science of the total environmental. 2013. vol. 449, p. 363–372.

CEMBUREAU. The European Cement Association, Key Facts & Figures. Disponible en internet: http:// www.cembureau.eu/about-cement/key-facts-figures. 2012.

CHADWICK, O.A., GAVENDA, R.T., KELLY, E.F., ZIEGLER, K., OLSON, C.G., ELLIOTT, W.C. and HENDRICKS, D.M. “The impact of climate on the biogeochemical functioning of volcanic soils”. En: Chemical Geology. 2003. vol. 202, p. 195-223.

CHEN, C., HABERT, G., BOUZIDI, Y and JULLIEN, A. Environmental impact of cement production: detail of the different processes and cement plant variability evaluation. En: Journal of Cleaner Production. 2010. vol. 18, no. 5, p. 478- 485.

CHENG, T. W and CHIN, J. P. "Fire-resistant geopolymer produce by granulated blast furnace slag". En: Minerals Engineering, 2003. vol. 16, p. 205-210.

CLIMATE CHANGE. The Physical Science Basis. Contribution of Working Group I to the Fourth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change. Cambridge Univ. Press; 2007. p. 747- 785.

CNPLM. “Análisis de ciclo de vida” (ACV). Centro Nacional de Producción Más Limpia. Seminario sobre perspectivas del sector industrial en los mercados verdes; una oportunidad para la industria nacional. Medellín, Colombia. 2001.

COLLINS, C.M. Contamination of water supplies and water courses. Appendix 2. En: Healy, J; Lloyd, E.F; Rishworth, D.E; Wood, C.P; Glover, R.B; Dibble, R.R. (Eds.), The Eruption of Ruapehu, New Zealand, on 22 June 1969. 1978. DSIR Bulletin, p. 224.

Bibliografía 109

COMRIE, D.C., PATERSEN, J.H and RITCEY D.J. “Geopolymer applications in the mining industry”. En: Preprint 20th Canadian Mineral Processors Annual Operators Conference, 1988.

COOK, R.J., BARRON, C.J., PAPENDICK, R.I and WILLIAMS, G.J. Impact on agriculture of the Mount St. Helens eruptions. En: Science. 1981. vol. 211, p.16–22.

CORDEIRO, GC., TOLEDO FILHO, RD., TAVARES, LM and FAIRBAIRN, EMR. Pozzolanic activity and filler effect of sugar cane bagasse ash in Portland cement and lime mortars. En: Cement and Concrete Composites, 2008. vol.30, no.5, p.410–8.

CORINALDESI, V and MORICONI, G. Behaviour of cementitious mortars containing different kinds of recycled aggregate. En: Construction and Building Materials. 2009. vol.23, no.1, p.289–294.

CRESPO ESCOBAR, Santiago. Materiales de la construcción para edificación y obra civil. Alicante: club universitario, 2010. 298 p. ISBN 978-84-8454-887-4. CRIMP, R., CRONIN, S.J and CHARLEY, D. Dental fluorosis attributed to volcanic degassing on Ambrym volcano, Vanuatu. Abstracts of papers presented at the Science Technology and Resources Network Session 2005. SOPAC Miscellaneous Report 603, South Pacific Applied Geoscience Commission, Suva, Fiji, 2005, p. 20–21.

CRONIN, S.J., HEDLEY, M.J., NEALL, V.E., SMITH, R.G. Agronomic impact of tephra fallout from the 1995 and 1996 Ruapehu volcano eruptions, New Zealand. En: Environmental Geology. 1998. vol. 34, no. 1, p.21– 30.

CRONIN, S.J and SHARP, D.S. Environmental impacts on health from continuous volcanic activity at Yasur (Tanna) and Ambrym, Vanuatu. En: International Journal of Environmental Health Research. 2002. vol. 12, p.109–123.

CRONIN, S.J., PLATZ, T., CHARLEY, D and TURNER, M. The June 2003 eruption of Lopevi volcano, Vanuatu. Geological Society of New Zealand Miscellaneous Publication 116A, 42. 2003.

CRONIN, S.J., STEWART, C., ZERNACK, A.V. BRENNA, M., PROCTER, J.N., PARDO, N., CHRISTENSON, B., WILSOND, T., STEWART, R.B. and IRWINA, M. Volcanic ash leachate compositions and assessment of health and agricultural hazards from 2012 hydrothermal eruptions, Tongariro, New Zealand. En: Journal of Volcanology and Geothermal Research. 2014. vol. 286. p. 233-247.

DAMTOFT, JS., LUKASIK, J., HERFORT, SORRENTINO, D and GARTNER EM. Sustainable development and climate change initiatives. En: Cement and Concrete Research. 2008. vol. 38, no. 2, p.115–127.

DAVIDOVITS, J. Synthetic mineral polymer compound of the silicoaluminates family and preparation process, US. Patent, 4.472. 1981.

110 Bibliografía

DAVIDOVITS, J and COMRIE, D. “Long term durability of hazardous toxic and nuclear waste disposals”. En: Proceedings of First European Conference on Soft Mineralurgy, 1988. p. 125-134.

DAVIDOVITS, J and COMRIE, D. Long term durability of hazardous toxic and nuclear waste disposal. En: Proceedings of Geopolymer’ 88, Compiegne, France, 1988, p.125-134. DAVIDOVITS, J. Geopolymer chemistry and properties. En: Davidovits, J., Orlinski, J. (Eds.), Proceedings of the 1st International Conference on Geopolymer ’88, Vol. 1, Compiegne, France, 1–3 June, 1988a. p. 25–48. DAVIDOVITS, J. Long term durability of hazardous toxic and nuclear waste disposals. En: Davidovits, J., Orlinski, J. (Eds.), Proceedings of the 1st International Conference on Geopolymer ’88, Vol. 1, Compiegne, France, 1–3 June, 1988b, p. 125–134. DAVIDOVITS, J. Soft Mineralurgy and Geopolymers. En: Davidovits,J., Orlinski, J. (Eds.), Proceedings of the 1st International Conference on Geopolymer ’88, vol. 1, Compiegne, France, 1–3 June, 1988c, p. 19–23. DAVIDOVITS, J., Geopolymeric reactions in archaeological cements and in modern blended cements. In: Davidovits, J., Orlinski, J. (Eds.). En: Proceedings of the 1st International Conference on Geopolymer ’88, vol. 1, Compiegne, France, 1–3 June, p. 93–106. 1988d. DAVIDOVITS, J. Geopolymers: Inorganic polymeric new materials. En: Journal of Thermal Analysis, 1991. vol.37, p. 1633 – 1656.

DAVIDOVITS, J. Emerging technologies symposium on cement and concretes in the global environment (Portland Cement Association, 1993).

DAVIDOVITS J. Properties of geopolymers cements. En: Proceedings first international conference on alkaline cements and concretes, 1994. p. 131–149. DAVIDOVITS, J. 30 years of successes and failures in geopolymer applications. market trends and potential breakthroughs. En: Proceedings Geopolymer 2002 Conference. Melbourne, Australia, 2002. DEJA. Immobilization of Cr6+, Cd2+, Zn2+ and Pb2+ in alkali-activated slag binders. En: Cement Concrete Research. 2002. vol. 32, no.12, p. 1971–1979. DOLLBERG, D.D., BOLYARD, M.L. and SMITH, D.L. Evaluation of physical health effects due to volcanic hazards: crystalline silica in Mount St. Helen ash. En: American Journal of Public Health, 1986. vol. 76, p. 53-58.

DUGGEN, S., CROOT, P., SCHACHT, U. and HOFFMANN, L. Subduction zone volcanic ash can fertilize the surface ocean and stimulate phytoplankton growth: evidence from biogeochemical experiments and satellite data. En: Geophysical Research Letter. 2007. vol. 34, L01612. doi: 10.1029/2006GL027522.

Bibliografía 111

DURUIBE, J. O., OGWUEGBU, M. O. C. and EGWURUGWU, J.N. Contaminación de Metales Pesados y Efectos Biotóxicos Humanos. En: International Journal of Physical Sciences. 2007. vol. 2, no. 5, p. 112-118. DUXSON, P., PROVIS, J.L., LUKEY, G.C. and VAN DEVENTER, J.S.J. The role of inorganic polymer technology in the development of 'Green concrete', En: Cement and Concrete Research, 2007a. vol. 37, p.1590-1597.

DUXSON, P., FERNÁNDEZ-JIMÉNEZ, A., PROVIS, J.L., LUKEY, G.C., PALOMO, A and VAN DEVENTER, J.S.J. “Geopolymer technology: The current state of the art”, En: Journal of Materials Science, 2007. vol. 42, p. 2917-2933. ESCALANTE, José Iván. Materiales alternativos al cemento Portland. En: Avance y Perspectiva. Abril, 2002. vol. 21, p. 79-88. FEDERACIÓN INTERAMERICANA DEL CEMENTO, FICEM. Cemento, 2009. Disponible en Internet: http://www.ficem.org/cemento/produccion-de-cemento/proceso.html.

FEELY, R., SABINE, C., LEE, K., BERELSON, W., KLEYPAS, J., FABRY, V. and MILLERO, F. Impact of anthropogenic CO2 on the CaCO3 system in the Oceans. En: Science. 2004. vol. 305, p.362–366. doi: 10.1126/science.1097329.

FERNÁNDEZ-JIMÉNEZ A and PALOMO A. “Composition and Microstructure of alkali activated fly ash mortars. Effect of the activator”. En: Cement and Concrete Resourch, 2005, vol. 35, p. 1984-1992. FERNÁNDEZ-JIMÉNEZ, A., MACPHEE, D.E., LACHOWSKI, E.E. and PALOMO, A. Immobilization of cesium in alkaline activated fly ash matrix, En: Journal of Nuclear Materials. 2005. vol. 346, p.185-193. FERNANDEZ-PEREIRA, C., LUNA, Y., QUEROL, X., ANTENUCCI, D and VALE, J. Waste stabilization/ solidification of an electric arc furnace dust using fly ash-based geopolymers. En: Fuel. 2009. vol. 88, no.7, p.1185-1193. doi:10.1016/j.fuel.2008.01.021. FLAATHEN T. K. and GISLASON S. R. The effect of volcanic eruptions on the chemistry of surface waters: the 1991 and 2000 eruptions of Mt. Hekla, Iceland. En: Journal of Volcanology Geothermal Research. 2007. vol. 164, p. 293–316.

FONTES, JC., GONÇALVES, MC and PEREIRA, LS. Andosols of Terceira, Azores: measurement and significance of soil hydraulic properties. En: Catena. 2004. vol.56, p.145–54.doi: http://dx.doi.org/10. 1016/j.catena.2003.10.008.

FROGNER, P., GISLASON, S. R. and OSKARSSON, N. Fertilizing potential of volcanic ash in ocean surface water. En: Geology. 2001. vol. 29, p. 487–490.

http://dx.doi.org/10

112 Bibliografía

FROGNER-KOCKUM P. C., HERBERT R. B. and GISLASON S. R. A diverse ecosystem response to volcanic aerosols. En: Chemical Geology. 2006. vol. 231, no. 1-2, p. 57–66.

GALÁN, E y ROMERO, A. Contaminación de suelos por metales pesados. Conferencia. En: Revista de la sociedad española de mineralogía. 2008. Macla no. 10, p. 48-60. GALVEZ-MARTOS, J.L AND SCHOENBERGER, H. An analysis of the use of life cycle assessment for waste co-incineration in cement kilns. En: Resources, Conservation and Recycling. 2014. vol. 86, p.118–131. doi:10.1016/j.resconrec.2014.02.009.

GARDNER, S.Y., LEHMANN, J.R. and COSTA, D.L. Oil fly ash-induced elevation of plasma fibrinogen levels in rats. En: Toxicology Science. 2000. vol. 56, p.175-180.

GARTNER, EM and MACPHEE, DE. A physico-chemical basis for novel cementitious binders. En: Cement and Concrete Research. 2011. vol. 41, p.736–749.

GAVASCI, R., LOMBARDI, F and POLLETINE, A. “Leaching Tests on Solidified Products”. En: J. Solid Waste Technology and Management, 1998. Vol. 25, no.1, p.14-20.

GEOCISTEM. Brite-euram European Research Project BE-7355-93, GEOCITEM. Synthesis Report and Final Technical Report.1997. GENSEMER, R. W. and PLAYLE, R. C. The bioavailability and toxicity of aluminum in aquatic environments. En: Critical reviews in Environmental Science and Technology 1999. vol.29, no. 4, p. 315–450.

GIANFREDA, L., RAO, MA., PIOTROWSKA, A., PALUMBO, G and COLOMBO, C. Soil enzyme activities as affected by anthropogenic alterations: intensive agricultural practices and organic pollution. En: Science of the total environmental. 2005. vol. 341, no. 1-3, p.265–79. doi: http://dx.doi.org/10.1016/j.scitotenv. 2004.10.005.

GILLER, K., WITTER, E and MCGRATH, S. Toxicity of heavy metals to microorganisms and microbial processes in agricultural soils: a review. En: Soil Biology Biochemestry. 1998. vol. 30, p.1389–1414. http://dx.doi.org/10.1016/S0038-0717(97)00270-8.

GISLASON, S., SNORRASON, Á., KRISTMANNSDO´ ttir H., SVEINBJÖRNSDO´ ttir Á., TORSANDER P., O´ LAFSSON J., CASTET S. and DUPRE´ B. Effects of volcanic eruptions on the CO2 content of the atmosphere and the oceans: the 1996 eruption and flood within the Vatnajo¨ kull Glacier, Iceland. En: Chemestry Geology. 2002. vol. 190, p.181–205.

GOMA, F. El cemento Portland y otros aglomerantes. Barcelona: Editores técnicos asociados S.A, 1979. 232p. ISBN 84-7146-192-7.

http://dx.doi.org/10.1016/j.resconrec.2014.02.009

http://dx.doi.org/10.1016/j.scitotenv

http://dx.doi.org/10.1016/S0038-0717(97)00270-8

http://dx.doi.org/10.1016/S0038-0717(97)00270-8

Bibliografía 113

GOÑI, S., GUERRERO, A., MACIAS, MA., PEÑA, R y FERNANDEZ ESCALANTE, E. Empleo de materiales secundarios como materia prima de nuevos tipos de cementos. En: Materiales de la Construcción, 2001.vol. 51, no 263-264, p.71–83.

GOUGH, L.P., SEVERSON, R.C., LICHTE, F.E., PEARD, J.L., TUTTLE, M.L., PAPP, C.S.E., HARMS, T.F., SMITH, K.S. Ash-fall effects on the chemistry of wheat and the Ritzville soil series, eastern Washington. En: Lipman, P.W., Mullineaux, D.R. (Eds.), The 1980 Eruptions of Mount St. Helens, Washington, USGS Professional Paper; 1981, p. 761– 782.

GREGORY, N.G and NEALL, V.E. Volcanic hazards for livestock. En: Outlook on Agriculture. 1996. vol. 25, no.2, p.123– 129.

GRUTZECK, M.W y SIEMER, D.D. Zeolites synthesised from class F fly ash and sodium aluminate slurry. En: Journal of American Ceramic Society. 1997. vol. 80, no. 9, p. 2449–2458.

HABERT, G., D’ESPINOSE DE LACAILLERIE, J.B and ROUSSEL, N. An environmental evaluation of geopolymer based concrete production: reviewing current research trends. En: Journal of Cleaner Production. 2011. vol. 19, p.1229-1238.

HAGE, J.L.T and SCHUILING, R.D. “Comparative Column Elution of Jarosite Waste and Autoclaved Product-Evidence for the Immobilization of Deleterious Elements in Jarosite”. En: Minerals Engineering, 2000, vol. 13, no. 3, p. 287-296.

HANSELL, AL., HORWELL, CJ and OPPENHEIMER, C. The health hazards of volcanoes and geothermal areas. En: Occupational & Environmental Medicine. 2006. vol. 63, p.149–156.

HANZLICEK, T; STEINEROVA, M and STRAKA, P. Radioactive metal isotopes stabilized in a geopolymer matrix: determination of a leaching extract by a radiotracer method. En: Journal of American Ceramic Society. 2006. vol. 89, p. 3541–3543. HARDJITO, D., WALLAH, S.E and RANGAN, B.V. Research into engineering properties of geopolymer concrete. En: Lukey, G.C. (Ed.), Proceedings of the International Conferenceo on Geopolymers, Melbourne, Australia, 28–29 October 2002. (in CD-ROM). HEATH, A., PAINE, K and MCMANUS, M. Minimising the global warming potential of clay based geopolymers. En: Journal of Cleaner Production. 2014. vol. 78, p. 75-83.

HENDRIKS, CA., WORRELL, E., DE JAGER, D., BLOK, K and RIEMER P. Emission reduction of greenhouse gases from the cement industry. En: Proceedings of the 4th

114 Bibliografía

International Conference on Greenhouse Gas Control Technologies, Austria: Interlaken, August 30–September 2, IEA GHG R&D Programme, UK; 1998.

HERMANN, E., KUNZE, C., GATZWEILER, R., KIEIG, G and DAVIDOVITS, J. Solidification of various radioactive residues by Geopolimere with special emphasis on long-term stability. En: Proceedings of the Second International Conference on Geopolymer‘99, June 30–July 2, 1999, p. 211–228. HIDALGO. A y ALONSO. C. Evaluación del impacto medioambiental debido a la lixiviación de productos de base cemento.I Jornadas de Investigación en Construcción (Instituto de Ciencias de la Construcción "Eduardo Torroja", Madrid, 2-4 junio 2005): Actas de las Jornadas. T. I, p. 571-581.

HINKLEY, TK., LAMOTHE, PJ., WILSON, SA., FINNEGAN, DL and GERLACH, TM. Metal emissions from Kilauea, and a suggested revision of the estimated worldwide metal output by quiescent degassing of volcanoes. En: Earth Planet Science Letter. 1999, vol.170, p.315–325.

HODSON, M.E., VALSAMI-JONES, E., COTTER-HOWELS, J.D., DUBBIN, W.E., KEMP, A.J., THORNTON, I and WARREN, A. “Effect of bone meal (calcium phosphate) amendments on metal release from contaminated soils- a leaching column study”, En: Environmental Pollution, 2001, vol.112, p. 233-243.

HORWELL, C.J., FENOGLIO, I., VALA, R.K., SPARKS, R.S. and FUBINI, B. Surface reactivity of volcanic ash from eruption of Soufriere Hills volcano, Montserrat, West Indies with implications for health hazards. En: Environmental Research. 2003. vol. 93, p.202-215.

HOUSLEY, D.G., BÉRUBÉ, K.A., JONES, T.P., ANDERSON, S and POOLEY, F.D. and RICHARDS, R.J. Pulmonary epithelial response in the rat lung to instilled Montserrat respirable dust and their major mineral components. En: Occupation & Environmental Medicine. 2002. vol. 59, p. 466-472.

HOYOS BARRETO, Andrés Emilio., JIMÉNEZ CORREA, Mónica María., Ortiz MUÑOZ, y MONTES DE CORREA, Alejandro y Consuelo. Tecnologías para la reducción de emisiones de gases contaminantes en plantas cementeras. En: Revista ingeniería e investigación. Diciembre, 2008. vol. 28, no. 3, p. 41-46. HUA, X. and VAN DEVENTER, J.S.J. “The geopolymerisation of alumino-silicate minerals”. En: International Journal of Mineral Processing, 2000. vol. 59, p. 247-266. HUA X., VAN DEVENTER J.S.J. “Geopolymerisation of multiple minerals”. En: Minerals Engineering, 2002. vol. 15, p. 1131-1139.

Bibliografía 115

HUNTZINGER, D.N, and EATMON, T.D. A life-cycle assessment of Portland cement manufacturing: comparing the traditional process with alternative technologies. En: Journal of Cleaner Production. 2009. vol. 17, no. 7, p. 668–675.

IGAC. Suelos: Departamento del Quindío. Instituto Geográfico Agustín Codazzi - Subdirección Agrológica. Bogotá, Colombia.1996.

IKEDA, K. Consolidation of mineral powders by the geopolymer binder technique for materials use. En: Journal of the Mining and Materials Processing Institute of Japan, 1998. vol.114, p. 497–500 (in Japanese). IUSS Working Group WRB. World reference base for soil resources — a framework for international classification, correlation and communication. World Soil Resources Report N.103, Rome: FAO; 2006.

IZQUIERDO, M., QUEROL, X, DAVIDOVITS, J., ANTENUCCI, D., NUGTEREN, H., FERNANDEZ-PEREIRA, C. Coal fly ash-slag-based geopolymers: Microstructure and metal leaching. En: Journal of Hazardous Materials. 2009. vol. 166, p. 561–566

JARA MORI, A.G. Estudio de la aplicabilidad de materiales Compuestos al diseño de estructuras de Contención de tierras y su interacción con el Terreno, para su empleo en obras de Infraestructura viaria. Tesis doctoral. Madrid (España): Universidad politécnica de Madrid. E.T.S. de ingenieros de caminos, canales y puertos. Departamento de ingeniería y morfología del terreno, mayo de 2008.

JOHNSTON, D.M., HOUGHTON, B.F., NEALL, V.E., RONAN, K.R and PATON, D. Impacts of the 1945 and 1995–1996 Ruapehu eruptions, New Zealand: an example of increasing societal vulnerability. En: Geological Society of America Bulletin. 2000. vol. 112, p.720–726.

JONES Morgan.T and GISLASON, Sigurȭur. R. Rapid releases of metal salts and nutrients following the deposition of volcanic ash into aqueous environments. En: Geochimica et Cosmochimica Acta. 2008. vol.72, no. 15, p. 3661–3680.

KAMEL Al-Zboon., MOHAMMAD S. Al-Harahsheh and FALAH BaniHani. Fly ash-based geopolymer for Pb removal from aqueous solution. En: Journal of Hazardous Materials, 2011. vol. 188, p. 414–421.

KENNEDY, R.A. The eruption of Mount St. Helens: impact on agriculture and the effects of Mount St. Helens ash on plants. En: Scanning Electron Microscopy. 1981. vol. 4, p. 235– 241.

KHAN, S., HESHAM, AE-L., QIAO, M., REHMAN, S and HE, J-Z. Effects of Cd and Pb on soil microbial community structure and activities. En: Environmental Science Pollution Research. 2010. vol. 17, no. 2, p.88-96. http://dx.doi.org/10.1007/s11356-009-0134-4.

http://dx.doi.org/10.1007/s11356-009-0134-4

http://dx.doi.org/10.1007/s11356-009-0134-4

116 Bibliografía

KOMNITSAS, Kostas and ZAHARAKI, Dimitra. Geopolymerisation: A review and prospects for the minerals industry. En: Minerals Engineering, 2007. vol. 20, p. 1261–1277.

KRIVENKO, P.V. Synthesis of Cementitious Materials in a System R2O-Al2O3-SiO2-H2O with Required Properties. DSc (Eng) Thesis, Kiev (Ukraine): Kiev Civil Engineering Institute. 1986. KRUGER, P.A.The chemistry of fly ash and the pozzolanic reaction. En: Chemistry SA, Nov.1990, p.301-303. LANCELLOTTI, I., KAMSEU, E., MICHELAZZI, M., BARBIERI, L., CORRADI, A and LEONELLI, C. Chemical stability of geopolymers containing municipal solid waste incinerator fly ash. En: Waste management. 2010. vol. 30, p. 673–679. doi: 10.1016/j.wasman.2009.09.032

LANGDON, C., TAKAHASHI, T., SWEENEY, C., CHIPMAN, D., GODDARD, J., MARUBINI, F., ACEVES, H., BARNETT, H. and ATKINSON, M. Effect of calcium carbonate saturation state on the calcification rate of an experimental coral reef. En: Global Biogeochemical cycles. 2000. vol. 14, no. p.639–654.

LE GUERN, F., BERNARD, A. and CHEVRIER, R.M. Soufriere of Guadeloupe 1976–1977 eruption-mass and energy transfer and volcanic health hazards. En: Bulletin of Volcanology. 1980. vol. 43, no.3, p. 577– 593.

LEENTCH. Water treatment solutions. Disponible en internet: http://www.lenntech.es/sodio-y-agua.htm. 2015.

LEMOUGNA, P.N., CHINJE MELO, U.F., DELPLANCKEB, M.P and RAHIER, H. Influence of the chemical and mineralogical composition on the reactivity of volcanic ashes during alkali ctivation. En: Ceramics International. 2014. vol. 40, p.811–820

LIPPIATT, B and AHMAD, S. Measuring the life-cycle environmental and economic performance of concrete: the BEES approach. En: International workshop on sustainable development and concrete technology. Beijing, May 20–21, 2004. p. 213-230.

LIZCANO, A., HERRERA, M.C y SANTAMARINA, J.C. Suelos derivados de cenizas volcánicas en Colombia. En: Revista Internacional de Desastres Naturales, Accidentes e Infraestructura Civil. 2006. vol. 6, no.2, p. 167-198. LOCKWOOD, Jhon P y HAZLETT, Richard W. Volcanoes: global perspectives. 1 ed. Wiley-Blackwell. 2010, 552 p. ISBN-13: 978-1405162500.

LOURENÇO, J., PEREIRA, R., SILVA, A., MORGADO, J., CARVALHO, F., OLIVEIRA, J; et al. Genotoxic endpoints in the earth worms sub-lethal assay to evaluate natural soils contaminated by metals and radionuclides. En: Journal of

http://www.lenntech.es/sodio-y-agua.htm.%202015

Bibliografía 117

Hazardous Materials. 2011, vol.186, p.788–95. doi: http://dx.doi.org/10.1016/j. jhazmat.2010.11.073.

LUNA GALIANO, Y., FERNÁNDEZ PEREIRA, C and VALE, J. Stabilization/solidification of a municipal solid waste incineration residue using fly ash-based geopolymers. En: Journal of Hazardous Materials. 2011. vol. 185, p. 373–381.

MADONIA, P., CANGEMI, M., BELLOMO, S., D'ALESSANDRO, W. Influence of volcanic activity on the quality of water collected in roof water catchment systems at Stromboli Island (Italy). En: Journal of Geochemical Exploration. 2013. vol. 131, p. 28–36.

MALILAY, J., REAL, M.G., RAMIREZ, V.A., NOJI, E. and SINKS, T. Public health surveillance after a volcanic eruption: lessons from Cerro Negro, Nicaragua, 1992. En: Bulletin of the Pan American Health Organization. 1996. vol. 30, p. 218-226.

MARTIN, J. H., COALE, K. H., JOHNSON, K. S., FITZWATER, S. E., GORDON, R. M., TANNER S. J., HUNTER, C.N., ELROD, V. A., NOWICKI, J.L., COLEY, T.L.,BARBER, R. T., LINDLEY, S., WATSON A.J., SCOY, K.V., LAW, C. S., LIDDICOAT, M. I., LING, R., STANTON,T., STOCKEL, J., COLLINS, C., ANDERSON, A., BIDIGARE, R., ONDRUSEK, M., LATASA, M., MILLERO, F.J., LEE, K., YAO, W., ZHANG, J.Z., FRIEDRICH, G.,SAKAMOTO, C., CHAVEZ, F., BUCK, K., KOLBER, Z., GREENE, R; FALKOWSKI, P., CHISHOLM, S. W., HOGE, F., SWIFT, R., YUNGEL, J., TURNER, S., NIGHTINGALE P., HATTON, A., LISS, P. and TINDALE, N.W. Testing the iron hypothesis in ecosystems of the equatorial Pacific Ocean. En: Nature. 1994. Vol. 371, p.123–129.

MARTINEZ, Y y RIVERO, C. Evaluación de diferentes métodos para determinar las fracciones de metales pesados presentes en suelos. En: Ingeniería UC. 2005. vol. 12, no. 003, p. 14-20.

MASANET, E., PRICE, L., DE LA RUE DU CAN S and BROWN, R. Reducing greenhouse gas emissions from products manufactured in California. En: Second anual climate change research conference, Sacramento, CA, September 14, 2005.

MAUN, M.A. Adaptions of plants to burial in costal sand dunes. En: Canadian Journal of Botany. 1998. vol. 76, p.713–738. doi: 10.1139/b98-058.

MCKNIGHT, D.M., FEDER, G.L and STILES, E.A. Toxicity of volcanic-ash leachate to a blue-green alga. Results of a preliminary bioassay experiment. En: Environmental Science and Technology. 1981. vol. 15, no.3, p.362– 364.

MCLELLAN, BC., WILLIAMS, RP., LAY. J., VAN RIESSEN, A and CORDER, GD. Costs and carbon emissions for geopolymer pastes in comparison to ordinary portland cement. En: Journal of Cleaner Production. 2011. vol.19, no. 9-10, p.1080–1090.

http://dx.doi.org/10.1016/j

118 Bibliografía

MEHTA, PK. Sustainable cements and concrete for the climate change era – a review. Zachar J, Claisse P, Naik TR, Ganjian E, eds. En: Proceedings of the second international conference on sustainable construction materials and technologies, Universita Politecnica delle Marche, Ancona, Italy; 2010. p. 1– 10.

MEJÍA DE GUTIÉRREZ, Ruby., BERNAL, Susan y RODRÍGUEZ, Erich. Nuevos concretos para el aprovechamiento de un sub-producto industrial. En: Congreso Iberoamericano de Metalurgia y Materiales. Habana, Cuba, Octubre, 2006.

MILLIMAN, J. Production and accumulation of calcium carbonate in the ocean: budget of a nonsteady state. En: Global Biogeochemestry Cycles. 1993. vol. 7, p. 927–957.

MINAˇRIKOVA, M and ˇSKVARA, F. Fixation of heavy metals in geopolymeric materials based on brown coal fly ash. En: Ceramics—Silikaty. 2006. vol. 50. p. 200–207. MONSALVE, M.L., PULGARIN, B.A., MOJICA, J., SANTACOLOMA, C.C y CARDONA, C.E. Interpretación de la actividad eruptiva del volcán nevado del Huila (Colombia), 2007 – 2009: análisis de componentes de materiales emitidos. En: Boletín de Geología. 2011. vol. 33, no.2, p.73-93. MONSHI, A and KASIRI ASGARANI, M. Producing Portland cement from iron and steel slags and limestone. En: Journal Cement and Concrete Research, 1999. vol. 29, no.9, p.1373–1377.

NAGAJYOTI, PC., LEE, KD and SREEKANTH, T.V.M. Heavy metals, occurrence and toxicity for plants: a review. En: Environmental Chemestry Letter. 2010. vol. 8, p.199–216. doi: http://dx.doi.org/10.1007/s10311-010- 0297-8.

NANZYO, M. Unique properties of volcanic ash soils, Global Environmental Research. Association of International Research Initiatives for Environmental Studies (AIRIES), Japan. 2004. vol. 6, no.2.

NAVIA, R., RIVELA, B., LORBER, KE y MENDEZ, R. Recycling contaminated soil as alternative raw material in cement facilities: Life cycle assessment. En: Resources, Conservation and Recycling, 2006. vol. 48, no.4, p.339–56.

NESS, B., URBEL-PIIRSALU, E., ANDERBERG S and OLSSON, L. Categorising tools for sustainability assessment. En: Ecological Economics. 2007. vol. 60, p. 498–508. doi:10.1016/j.ecolecon.2006.07.023. NICHOLLS, N. An incriminating fingerprint. En: Nature. 1996. vol. 382, p. 27-28. NOWAK, R. Geopolymer concrete opens to reduce CO2 emissions. En: The new scientist. 2008. Vol. 197, no. 2640, p.28-29.

http://dx.doi.org/10.1007/s10311-010-%200297-8

http://dx.doi.org/10.1016/j.ecolecon.2006.07.023

Bibliografía 119

OLENCHOCK, S.A., MULL, J.C., MENTNECH, M.S., LEWIS, D.M. and BERNSTEIN, R.S. Changes in humoral immunologic parameters after exposure to volcanic ash. En: Journal of Toxicology and Environmental Health. 1983. vol. 11, no. 3, p.395-404.

OMS. Directrices de la OMS para la calidad del agua potable. Available: http://www.who.int/water_sanitation_health/dwq/gdwq3rev/es/. [Citado 22 de Marzo de 2015]. OPPENHEIMER C. Volcanic degassing. En: Holland, HD; Turekian, KK, [eds]. Treatise on geochemistry, vol. 3. Pergamon: Elsevier; 2003. p. 124–58.

ORR, J., FABRY, V., AUMONT, O., BOPP, L., DONEY, S., FEELY, R., GNANADESIKAN, A., GRUBER, N., ISHIDA, A., JOOS, F., KEY, R., LINDSAY, K; MAIER-REIMER, E., MATEAR, R., MONFRAY, P., MOUCHET, A., NAJJAR, R., PLATTNER, G.-K., RODGERS, K., SABINE, C., SARMIENTO, J., SCHLITZER, R., SLATER, R., TOTTERDELL, I., WEIRIG, M.- F., YAMANAKA, Y. and YOOL, A. Anthropogenic ocean acidification over the twenty-first century and its impact on calcifying organisms. En: Nature. 2005. vol. 437, p.681–686.

OSKARSSON, N. The interaction between volcanic gases and tephra: fluorine adhering to tephra of the 1970 Hekla eruption. En: Journal Volcanology Geothermal Research. 1980, p. 251–266. PACHECO B.A. Normativa ambiental aplicable a productos de la construcción. Estado del arte. Universidad Politécnica de Catalunya. Octubre, 2009. Codi: 706-TRE-OP-4308. Disponible en internet: http://webcache.googleusercontent.com/search?q=cache:l5w16yYhwEQJ:upcommons.upc.edu/pfc/bitstream/2099.1/8494/1/00.pdf+DIVERSOS+TEST+O+ENSAYOS+DE+LIXIVIACION+DE+DIFERENTES+PAISES&cd=2&hl=es&ct=clnk&gl=co. PALOMO, A and GLASSER, F.P. "Chemically-bonded cementitious materials based on metakaolin". En: Transactions and Journal of the British Ceramic Society, 1992. vol. 91, p. 107-112. PALOMO, A., MACIAS, A., BLANCO, M.T. y PUERTAS, F. Physical, chemical and mechanical characterisation of geopolymers. En: Proceedings Congress on the Chemistry of Cement, Nov, 1992. p. 505-510. PALOMO, A. and PALACIOS, M. Alkali-activated cementitious materials: Alternative matrices for the immobilisation of hazardous wastes Part II. Stabilisation of chromium and lead. En: Cement and Concrete Research. 2003. vol.33, p. 289-295. doi: 10.1016/s0008-8846(02)00964-x.

PARELHO, C., RODRIGUES, AS., CRUZ, JV., GARCIA, P. Linking trace metals and agricultural land use in volcanic soils — A multivariate approach. En: Science of the Total Environment. 2014. vol. 496, p.241–247.

http://webcache.googleusercontent.com/search?q=cache:l5w16yYhwEQJ:upcommons.upc.edu/pfc/bitstream/2099.1/8494/1/00.pdf+DIVERSOS+TEST+O+ENSAYOS+DE+LIXIVIACION+DE+DIFERENTES+PAISES&cd=2&hl=es&ct=clnk&gl=co



120 Bibliografía

PERA J, BOUMAZA R, AMBROISE J. Development of a pozzolanic pigment from red mud. En: Cement and Concrete Research. 1997. vol. 27, no.10, p.1513–1522. doi:10.1016/S0008-8846(97)00162-2.

PERERA, DS., VANCE, ER., ALY, Z., DAVIS, J and NICHOLSON, CL. Immobilization of Cs and Sr in geopolymers with Si/Al molar ratio of apprx. 2. En: Ceramic Transactions. 2006. vol. 176 (Environmental Issues and Waste Management Technologies in the Ceramic and Nuclear Industries XI), p.91-96. PG3 “Pliego de prescripciones técnicas generales para obras de carreteras y puentes.” 2ª Edición, Sep. 2001. PHAIR, J.W., VAN DEVENTER, J.S.J and SMITH, J.D. Mechanism of polysialation in the incorporation of zirconia into fly ash-based geopolymers. En: Industrial and Engineering Chemistry Research, 2000. vol. 39, no.8, p. 2925–2934. PHAIR, J.W and VAN DEVENTER, J.S.J. “Effect of silicate activator pH on the microstructural characteristics of waste-based geopolymers”. En: International Journal of Mineral Processing, 2002. vol. 66, no. 1-4, p. 121-143. PHAIR, J.W and VAN DEVENTER, J.S.J. “Effect of Al source and alkali activation on Pb and Cu immobilization in fly-ash based ‘geopolymers’”. En: Applied Geochemistry. 2004. vol. 19, no. 3, p. 423-434. PUERTAS, F y BLANCO-VARELA, MT. Empleo de combustibles alternativos en la fabricación de cemento. Efecto en las características y propiedades de los clínkeres y cementos. En: Materiales de la Construcción, 2004. vol. 54, no. 274, p.51–64.

PURDON, A. O. The action of alkalis on blast furnace slag. En: Journal of the Society of Chemical Industry, 1940. vol. 59, p.191-202. PUZOGEOH.- Nuevos cementantes con baja huella de carbono basados en puzolanas naturales colombianas de tipo volcánico. En: convocatoria 592 - 2012 BANCO DE PROYECTOS I+D+I COFINANCIACION (CONVENIO COLCIENCIAS-ARGOS). 2013-2015. QUANTIN, P. Properties and genesis of Andisols. En: Pédologue ORSTOM. 1986. vol. 22, no. 1, p. 105-111. QUIROZ, H., DUSSAN, A., LOPEZ, S.M., CALDERÓN, J.A., OTÁLORA J.H., CHICA, R. Caracterización estructural de ceniza volcánica del nevado del Ruíz: identificación fase zeolita. En: Momento Revista de Física, 2014, no.48E, p.1-13. RAHIER, H., VAN MELE, B., BIESEMANS, M., WASTIELS, J y WU, X. "Low-temperature synthesized aluminosilicate glasses: Part I. Low-temperature reaction

http://dx.doi.org/10.1016/S0008-8846(97)00162-2

Bibliografía 121

stoichiometry and structure of a model compound". En: Journals of Materials Science, 1996. vol. 31, p. 71-79.

RAMAMURTHY, K., NAMBIAR, EKK and RANJANI, GIS. A classification of studies on properties of foam concrete. En: Cement and Concrete Composites. 2009. vol.31, no. 6, p.388–96.

RAPISARDA, V., AMATI, M., COLOCCINI, S., BOLOGNINI, L., GOBBI, L. and DUSCIO, D. The in vitro release of hydroxyl radicals from dust containing fluoro-edenite fibers identified in the volcanic rocks of Biancavilla (eastern Sicily). En: La Medicina del Lavoro. 2003. vol. 94, no. 2, p. 200-206.

REALFF, MJ., LEMIEUX, PM., LUCERO,S., MULHOLLAND, J and SMITH,B. Characterization of transient puff emissions from the burning of carpet waste charges in a rotary kiln combustor. En: IEE 47th Cement Industry Technical Conference (15- 20 Mayo, Kansas City, U.S.A), 2005. p. 1-10.

REES, J.D. Effects of the eruption of Parıcutin Volcano on landforms, vegetation, and human occupancy. En: Sheets, P.D., Grayson, D.K. (Eds.), Volcanic Activity and Human Ecology. New York: Academic Press, 1979, p. 249–292.

REPUBLICA DE COLOMBIA. INSTITUTO DE HIDROLOGÍA, METEOROLOGÍA Y ESTUDIOS AMBIENTALES- IDEAM- [ed]. Primera Comunicación Nacional ante la convención marco de las naciones unidas sobre cambio climático. Intergubernamental Panel on Climate Change (IPCC). Cambio Climático 2001: Informe de Síntesis. Dic, 2001. ISBN 958-8067-04-9.

REPÚBLICA DE COLOMBIA. DNP. Departamento Nacional de Planeación. Estrategia institucional para la articulación de políticas y acciones en materia de cambio climático en Colombia. Documento Conpes (Consejo Nacional de Política Económica y Social). Bogotá D.C., 14 de julio de 2011. 75p. REYES, M. Comportamiento de los metales pesados en el suelo. En: Revista Épsilon. 2010. no.15, p. 181-189.

RIDGWELL, A., ZONDERVAN, I., HARGREAVES, J., BIJMA, J. and LENTON, T. Assessing the potential long-term increase of oceanic fossil fuel CO2 uptake due to CO2-calcification feedback. En: Biogeosciences. 2007. vol. 4, p.481–492.

RIEBESELL U., ZONDERVAN I., ROST B., TORTELL P., ZEEBE R. and MOREL F. Reduced calcification of marine phytoplankton in response to increased atmospheric CO2. En: Nature. 2000. vol. 407, p.364–367.

RIHM, A., ARELLANO, J y SANCHA, A. M. Uso de test de lixiviación para caracterización de residuos del área minera y reflexiones sobre gestión de residuos

122 Bibliografía

peligrosos en América Latina. En: Memorias Congreso Interamericano de Ingeniería Sanitaria y Ambiental, 26 (AIDIS 98). Lima, Perú, 1-8, Noviembre 1998.

RILEY, C.M., ROSE, William I. and BLUTH, Gregg J.S. “Quantitative shape measurements of distal volcanic ash”. En: Journal of Geophysical Research. 2003. vol. 108, no. B10, p. ECV8.1-ECV8.15.

RISACHER, F and ALONSO, H. Geochemistry of ash leachates from the 1993 Lascar eruption, northern Chile, implication for recycling of ancient evaporates. En: Journal of Volcanology and Geothermal Research. 2001. vol. 109, p.319–337.

RIVERA, T.J.A., CEDILLO, R.L., GIL, J.C. y GIONO, C.S. Efectos de la exposición a la inhalación de ceniza del volcán Popocatépetl en hámsters. En: Revista Universidad y Ciencia. 2003. vol. 19, p. 53-61.

RODRÍGUEZ MARTÍNEZ, Erich David. Eficiencia de activadores alcalinos basados en diferentes fuentes de sílice para la producción de sistemas geopoliméricos de ceniza volante. Trabajo de investigación. Universidad politécnica de valencia. Noviembre 2009.85p. RODRIGUEZ, Erich; MEJIA DE GUTIERREZ, Ruby; BERNAL, Susan y GORDILLO, Marisol. Efecto de los módulos SiO2/Al2O3 y Na2O/SiO2 en las propiedades de sistemas geopoliméricos basados en un metacaolín. En: Revista facultad de ingeniería universidad de Antioquia, 2009, n.49, p. 30-41.

ROMERO, B.I. (2003). El análisis del ciclo de vida y la gestión ambiental. En: Tendencias tecnológicas. 2003, p. 91-97.

ROSKOVIC, R and BJEGOVIC, D. Role of mineral additions in reducing CO2 emission. En: Cement and Concrete Research, 2005. vol. 35, p. 974-978.

RUBES, J., BORKOVEC, L., HORINOVA, Z., URBANOVA, J., PROKOVA, I. and KULIKOVA, L. Cytogenetic monitoring of farm animals under conditions of environmental pollution. En: Mutation Research. 1992. vol. 283, p. 199-210.

RUGGIERI, F; SAAVEDRA, J; FERNANDEZ-TURIEl, J.L; GIMENO, D and GARCIA-VALLES, M. Environmental geochemistry of ancient volcanic ashes. En. Journal of Hazardous Materials. 2010. vol. 183, p.353–365. RUGGIERI, F., GIL, Raúl A., FERNANDEZ-TURIEL, José-Luis., SAAVEDRA, Julio., GIMENO, Domingo., LOBO, Agustín., MARTÍNEZ, Luis D and RODRIGUEZ-GONZALEZ, Alejandro. Multivariate factorial analysis to design a robust batch leaching test to assess the volcanic ash geochemical hazard. En: Journal of Hazardous Materials. 2012. vol. 213– 214, p.273– 284.

Bibliografía 123

SABINE, CL., FEELY, RA., GRUBER, N., KEY, RM., LEE, K., BULLISTER, JL, et al. The oceanic sink for anthropogenic CO2. En: Science. 16 July 2004. vol. 305, no.5682 p.367–371.

SANTORUFO, L., VAN GESTEL, C., ROCCO, A and MAISTO, G. Soil invertebrates as bioindicators of urban soil quality. En: Environmental Pollution. 2012, vol.161, p.57–63. doi: http://dx.doi.org/10.1016/j.envpol.2011. 09.042.

SCHMID, R. Descriptive nomenclature and classification of pyroclastic deposits and fragments—recommendations of the IUGS subcommission on the systematics of igneous rocks. En: Geology. 1981. vol. 9, p. 41–43.

SCHNEIDER, M., ROMER, M., TSCHUDIN, M and BOLIO, H. Sustainable cement production– present and future. En: Cement Concrete Research. 2011. vol. 41, no.7, p.642–650.

SCHWARZ, N., CAM, H and NEITHALATH, N. Influence of a fine glass powder on the durability characteristics of concrete and its comparison to fly ash. En: J. Cement and Concrete Composites, 2008. vol.30, no.6, p.486–496.

SEIFFARTH, T., HOHMANN, M., POSERN, K., KAPS, C. Effect of thermal pre-treatment conditions of common clays on the performance of clay-based geopolymeric binders. En: Applied Clay Science. 2013. vol. 73, p. 35-41.

SHI, C and FERNANDEZ-JIMÉNEZ, A. Stabilization/solidification of hazardous and radioactive wastes with alkali-activated cements. En: Journal of Hazardous Materials. 2006. vol. B137, p.1656–1663. doi: 10.1016/j.jhazmat.2006.05.008. SHOJI, S., NANZYO, M. and DAHLGREN, R.A. Volcanic Ash Soils: genesis, properties and utilization. En: Developments in Soil Science. 1 ed. Elsevier. 1993, p. 3-17, ISBN-13: 978-0444897992.

SIDDIQUE. Rafat. Properties of concrete made with volcanic ash. En: Resources, Conservation and Recycling, 2012. vol. 66, p. 40– 44.

SIEBERT, L., SIMKIN, T y KIMBERLY, P. Volcanoes of the World. 3 ed. Berkeley: Smithsonian Institution, University of California Press. 2010, 568 p. ISBN: 978-0-520-26877-7.

SKVARA, F., JILEK, T and KOPECKY, L. Geopolymer materials based on fly ash. En: Ceramics-Silikáty, 2005. vol.49, no.3, p.195-204. SMITH, D.B., ZIELINSKI, R.A., TAYLOR, H.E and SAWYER, M.B. Leaching characteristics of ash from the May 18, 1980, eruption of Mount St. Helens volcano, Washington. En: Bulletin Volcanologique. 1983. vol. 46, no.2, p.103– 124.

http://dx.doi.org/10.1016/j.envpol.2011

124 Bibliografía

SMITH, M. A. and WHITE, M. J. Observations on Lakes near Mount St. Helens: phytoplankton. En: Archiv für Hydrobiologie. 1985. vol. 104, p.345–362.

SOCIETY OF ENVIRONMENTAL TOXICOLOGY AND CHEMISTRY (SETAC): «Guidelines for Life Cycle Assesment: A «Code of Practice», 1993.

STEFÁNSSON, K and SIGURJÓNSSON, J. Temporary increase in fluorine content of water following the eruption. En: Einarsson, T; Kjartansson, G; Thorarinsson, S. (Eds.). The Eruption of Hekla 1947–48. Societas Scientiarum Islandica, Reykjavik. 1957. vol. 3.

STENGEL, T., REGER, J and HEINZ, D. Life cycle assessment of geopolymer concrete – What is the environmental benefit?’’ Concrete Solutions 09. En: Proceedings of the 24th Biennial Conference of the Concrete Institute of Australia, Sydney. 2009.

STEWART, C., JOHNSTON, DM., LEONARD, G.S., HORWELL, C.J, THORDARSON, T and CRONIN, SJ. Contamination of water supplies by volcanic ashfall: a literature review and simple impact modelling. En: Journal of Volcanology and Geothermal Research. 2006. vol. 158, p.296–306.

SUGG, P.M. Arthropod populations at Mount St. Helens. Survival and revival. En: Keller, S.A.C. (Ed.), Mount St. Helens: Five Years Later. Eastern Washington University Press, Cheney, WA, pp. 325–333.1986.

SUGIYARTO, KH. Javanese volcanic allophane adsorbent as heavy metal adsorber to improve the quality of drinking water in Surakarta. En: Journal Environmental Earth Science. 2013. vol. 3, p.48–56.

SUNDA, W. Trace metal interactions with marin phytoplankton. En: Biological Oceanography. 1988-1989. vol. 6, no. 5-6, p. 411–442.

SWEDBERG, K.C. Effects of Mount St. Helens ash on plant populations of shallow stonysoils. En: Keller, S.A.C. (Ed.), Mount St. Helens: Five Years Later. Eastern Washington University Press, Cheney, WA; 1986, p. 256–260.

TANG M. State of art and prospect of cement and concrete industries in China. En: J Southeast Uni (Natural Sci Ed). 2006. vol.36, p.1–6 (in Chinese).

TOWNSEND, F.C. “Geotechnical characteristics of residual soils”. En: Journal of Geotechnical Engineering. 1985. vol. 111, no. 1, p. 77-94.

TREZZA, M.A., FERNANDEZ, L.I y SCIAN, A.N. Molienda conjunta de toba calcinada con clinker de cemento pórtland, estudio de su acción puzolánica. En: Congreso SAM/CONAMET. San Nicolás, 4 al 7 Septiembre de 2007. p. 938-943.

TREZZA, MA and SCIAN AN. Waste fuels: their effect on Portland cement clinker. En: Cement and Concrete Research, 2005. vol. 35, no.3, p.438–44.

Bibliografía 125

TUFEKCI, M., DEMIRBAS, A and GENC, H. “Evaluation of steel furnace slag as cement additives”. En: Cement and concrete Research. 1997. vol. 27, no.11. p. 1713-1717.

TURANLI, L., UZAL, B and BEKTAS, F. Effect of material characteristics on the properties of blended cements containing high volumes of natural pozzolans. En: Cement and Concrete Research, 2004. vol. 34, p.2277–2282.

U.S. ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY. Emission factor documentation for AP- 42, section 11.6: Portland Cement Manufacturing, Final report, May 18, 1994. EPA Contract 68-D2-0159, MRI Project No. 4601-01.

U.S. EPA. Test Method 1312. Synthetic Precipitation Leaching Procedure, SPLP. Disponible en internet en: http://www.epa.gov/osw/hazard/testmethods/sw846/pdfs/1312.pdf [Citado 22 de Marzo de 2015]. UE. Estándares Europeos de la calidad del agua potable. Directiva 98/83/EC sobre la calidad del agua destinada al consumo humano. Available: http://www.lenntech.es/aplicaciones/potable/normas/estandares-europeos-calidad-agua-potable.htm#ixzz13C1IJX00. [Citado 22 de Marzo de 2015].

UEMATSU, M., TORATANI, M., KAJINO, M., NARITA, Y., SENGA Y. and KIMOTO T. Enhancement of primary productivity in the western North Pacific caused by the eruption of the Miyakejima Volcano. En: Geophysical Research Letter. 2004. vol. 31, p.1–4.

UNIDO. Cement production in Vertical Shaft kilns in China- status and opportunities for improvement. A report to the United Nations Industrial Development Organization. 2006. 189p.

US EPA. Estándares del Reglamento Nacional Primario de Agua Potable. EPA 815-F-00-007, Environmental Protection Agency, 2000. US EPA. Test Method 1311. Toxicity Characteristic Leaching Procedure, TCLP. Code of Federal Regulations, 40 CFR part 261, appendix II, Julio 1991. UZAL, B y TURANLI, L. Studies on blended cements containing a high volume of natural pozzolans. En: Cement and Concrete Research, 2003. vol. 33, p.1777–1781.

VALLYATHAN, V., MENTNECH, M.S., TUCKER, J.H. and GREEN, F.H. Pulmonary response to Mount St. Helens volcanic ash. En: Environmental Research. 1983. vol. 30, no. 2, p.361-371.

VANDERGAST, A.G; GILLESPIE, R.G. and RODERICK, G.K. Influence of volcanic activity on the population genetic structure of Hawaiian tetragnatha spider:

126 Bibliografía

fragmentation, rapid population growth and the potential for accelerated evolution. 2004. En: Molecular Ecology. vol. 13, p.1729-1743.

VAN DER SLOOT and H.A., DIJKSTRA, J.J. “Development of horizontally standardized leaching tests for construction materials: a material based or release based approach?”. Report ECN-C-04-060. 2004. VAN JAARSVELD, J.G.S., VAN DEVENTER, J.S.J. and LORENZEN, L. Factors affecting the immobilization of metals in geopolymerised fly ash. Research Report, South Africa, Department of Chemical Engineering, University of Stellenbosch, 1995. VAN JAARSVELD, J.G.S., VAN DEVENTER, J.S.J and LORENZEN, L. The potential use of geopolymeric materials to immobilize toxic metals: part 1.Theory and applications. En: Minerals engineering, 1997. vol.10, p. 659–669.

VAN JAARSVELD, J.G.J and VAN DEVENTER, J.S.J. The effect of metal contaminants on the formation and properties of waste-based geopolymers. En: Cement and Concrete Research. 1999. vol. 29, p. 1189-1200. doi: 10.1016/S0008-8846(99)00032-0. VAN OSS, HG and PADOVANI, AC. Cement manufacture and the environment, part l: chemistry and technology. En: Journal of Industrial Ecology. 2002. vol 6, no.1, p.89–105.

VAN OSS, HG and PADOVANI, AC. Cement manufacture and the environment, part II: environmental challenges and opportunities. En: Journal of Industrial Ecology. 2003, vol. 7, no.1, p.93–127.

VARRICA, D., TAMBURO, E., DONGARRÀ, G., SPOSITO, F. Trace elements in scalp hair of children chronically exposed to volcanic activity (Mt. Etna, Italy). En: Science of the total environment. 2014. vol. 470–471, p.117–126

WAHLSTRÖM, M. How to test environmental acceptability of construction products related to release to soil and ground/surface water, Environmental safety and future challenges conference, 2008. WEIL, M., DOMBROSKI, K AND BUCHWALD, A. Life-cycle analysis of geopolymers. 2009. P. 194-210. WENIGER, B.G., GEDROSE, M.B., LIPPY, E.C and JURANEK, D.D. An outbreak of waterborne Giardiasis associated with heavy water runoff due to warm water and volcanic ashfall. En: American Journal of Public Health. 1983. vol. 73, p. 868–872.

WHO. Fluorides. Environmental Health Criteria 227. World Health Organization, Geneva. 2002, p. 268.

WHO. Guidelines for Drinking-water Quality. Geneva: World Health Organization, 1993.

Bibliografía 127

WILCOX, R.E. Some effects of recent volcanic ash with special reference to Alaska. United States Geological Survey Bulletin 1028 N. p. 409- 476. Washington: US Government Printing Office.1959. WILLIE, A. y FUENTES, G. Effects of the Irazu volcano (Costa Rica) on various insects. En: Revista de Biología Tropical. 1975. vol. 23, p.165-175. WIRTSCHAFTS, U; VERLAG-GES; Gas u. WASSER. Daten und Information en zu Wasserin haltsstoffen, DVGW - Schriftenreihe WASSER. Eschborn, p. 1985-1988.

WITHAM, C.S., OPPENHEIMER, C and HORWELL, C.J. Volcanic ash-leachates: a review and recommendations for sampling methods. En: Journal of Volcanology and Geothermal Research. 2005. vol. 141, p.299– 326.

WOHLETZ K and KRINSLEY, D. Scanning electron microscopy of basaltic hydromagmatic ash. Los Alamos National Laboratory Report, LA-UR 82-14. 1982, p. 33-43.

WORRELL, E., VAN HEIJNINGEN, RJJ., DE CASTRO, JFM., HAZEWINKEL, JHO., DE BEER, JG., FAAU, APC, et al. New gross energy requirement figures for material production. En: Energy. 1994. vol.19, no.6, p.627–40.

XU, H and VAN DEVENTER, J. S. J. "The geopolymerisation of alumino-silicate minerals". En: International Journal of Mineral Processing, 2000. vol. 59, p. 247-266. XU, H and VAN DEVENTER, J.S.J. Ab initio calculations on the fivememberedalumino-silicate framework rings model: implications for dissolution in alkaline solutions. En: Computers and Chemistry, 2000a, vol.24, p. 391– 404. XU, H and VAN DEVENTER J.SJ. The geopolymerisation of alumino-silicate minerals. En: International Journal of Mineral Processing, Elsevier, June, 2000b, vol. 59, no. 3, p. 247-266. XU, H. Geopolymerisation of aluminosilicate minerals. PhD Thesis, Australia: University of Melbourne, Department of Chemical Engineering. 2001. XU, H and VAN DEVENTER, J.S.J. Geopolimerization of multiple minerals. En: Minerals Engineering, 2002. vol. 15, p.1131-1139.

XU, J.Z., ZHOU, Y.L., CHANG, Q and QU, H.Q. Study on the factors of affecting the immobilization of heavy metals in fly ash- based geopolymers. En: Materials Letters. March, 2006. vol.60, no.6, p. 820-822.

128 Bibliografía

YANO, E., YOKOYAMA, Y., HIGASHI, H., NISHII, S; MAEDA, K. and KOIZUMI, A. Health effects of volcanic ash: a repeat study. En: Archives of Environmental Health: An international journal. 1990. vol. 45, p.367-373.

YIP, C.K., LUKEY, G.C and VAN DEVENTER, J.S.J. The coexistence of geopolymeric gel and .calcium silicate hydrate at the early stage of alkaline activation. En: Cement and Concrete Research, 2005. vol 35. p 1688 – 1697. YIP, C.K., LUKEY, G.C., PROVIS, J.L. and VAN DEVENTER, J.S.J. Effect of calcium silicate sources on geopolymerisation. En. Cement and Concrete Research, April, 2008, vol. 38, no. 4, p. 554-564. YUNSHENG, Z., WEI, S., QIANLI, C and LIN, C. Synthesis and heavy metal immobilization behaviors of slag based geopolymer. En: Journal of Hazardous Materials. 2007. vol. 143, no.1–2, p. 206-213. doi:10.1016/j.jhazmat.2006.09.033. ZHANG, J., PROVIS, J.L., FENG, D. and VAN DEVENTER., J.S.J. Geopolymers for immobilization of Cr6+, Cd2+, and Pb2+, En: Journal of Hazardous Materials, 2008. vol. 157, p. 587-598.

ZHANG, Z., PROVIS, J.L., REID, A AND WANG, H. Geopolymer foam concrete: An emerging material for sustainable construction. En: Construction and Building Materials. 2014. vol. 56, p.113–127. doi:10.1016/j.conbuildmat.2014.01.081.

ZHAO, H., XIA, B., FAN, C., ZHAO, P and SHEN, S. Human health risk from soil heavy metal contamination under different land uses near Dabaoshan Mine, Southern China. En: Science Total Environmental. 2012. vol. 417, p.45–54. doi: http://dx.doi.org/10.1016/j.scitotenv.2011.12.047.

ZIEGLER, K., HSIEH, J.C.C., CHADWICK, O.A., KELLY, E.F., HENDRICKS, D.M. and SAVIN, S.M. “Halloysite as a kinetically controlled end product of arid-zone basalt weathering”. En: Chemical Geology. 2003. vol. 202, no. 3, p. 461-478.

ZIMANOWSKI, B., WOHLETZ, K., DELLINO, P. and BUTTNER, R. The volcanic ash problem. En: Journal Volcanology Geothermal Research. 2002. vol. 122, no. 2, p.1-5.

ZOVKO M and ROMIC M. Soil contamination by trace metals: geochemical behaviour as an element of risk assessment. En: Earth and environmental sciences. Rijeka: In Tech; 2011. p. 437–56.

http://dx.doi.org/10.1016/j.conbuildmat.2014.01.081

http://dx.doi.org/10.1016/j.scitotenv.2011.12.047

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