RESUMEN

Las cenizas volantes (FA) generada como residuo producido a partir de plantas de energía térmica a nivel mundial ha comenzado a ganar como

una fuente antropogénico potencialmente significativa de arsénico (As). En la generación de energía eléctrica India es predominantemente

depende de las centrales térmicas a base de carbón y se está produciendo gran cantidad de FA.

El carbón contiene muchos metales tóxicos, el arsénico es uno de esos, que es significativamente más tóxica para acuática y terrestre

vida, incluyendo los seres humanos. Carbón utilizado en las centrales térmicas India es el principal mineral y

sub-bituminoso y en cuya combustión se generan más del 40% de las FA. FA generada se está dispuesto a

abrir estanque de cenizas en forma de suspensión fina. Más de 65.000 hectáreas de terreno en la India es ocupado para el almacenamiento de este

generada de forma masiva cantidad de FA. Vertido de FA en el estanque de cenizas abierto provoca graves ambiental adverso

impactos debido a sus elevados contenidos de elementos traza, en particular la medida que causa ecológica

problemas. A pesar de que la medida problema en nuestro país no es nuevo, en los últimos años la incidencia de la contaminación como

casos de suelos agrícolas, las aguas subterráneas, así como la salud humana ha provocado una gran preocupación

para su mitigación. Muy recientemente, la India ha sido acusado de ser un "hub vertedero de As". Utilización de FA

en la India es todavía la infancia (más de 38%) en comparación con los países desarrollados (más de 70%). En la India FA

se utiliza especialmente en la producción de cemento, industria del ladrillo, como base de la carretera, como modificaciones en la restauración

ecología y silvicultura. Esta opinión hincapié en la concentración de As en FA, su destino y comportamiento,

elementos peligrosos en la salud humana, la calidad del medio ambiente y en las estrategias de mitigación para lograr

gestión ambiental

Contenido

1. Introducción. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 820

2. Carbón indio. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 820

2.1. El arsénico en forma de carbón. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 821

2.2. Arsénico formularios existentes en la combustión del carbón. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 821

3. Las cenizas volantes. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 822

3.1. Estado de arsénico en las cenizas volantes. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 823

3.2. Modo Residencia de arsénico en las cenizas volantes. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 824

3.3. El destino del arsénico en las cenizas volantes. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 824

3.4. Arsénico-lixiviación de cenizas volantes. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 825

4. Envenenamiento por arsénico de la biosfera que volar eliminación de cenizas. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 827

4.1. Atmósfera y el envenenamiento con arsénico. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 827

4.2. El suelo agrícola y arsénico intoxicación. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 828

4.3. Agua y arsénico-intoxicación. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 828

5. Puntos analíticos. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 829

6. Historia y química del arsénico. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 829

7. Las fuentes de contaminación por arsénico. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 829

8. La toxicidad por arsénico debido a las cenizas volantes. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 830

9. El arsénico en el cultivo del arroz. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 830

10. Future prospectiva y recomendaciones. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 831

11. Discusión y conclusiones. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 831

Agradecimientos. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 832

Referencias. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 832

1. Introducción

India ocupa el sexto en el mundo como el mayor consumidor de energía,

representa el 3,4% del consumo mundial de energía. El gobierno

de la India se ha fijado el ambicioso objetivo de añadir aproximadamente

78.000 MW de generación instalada en 2012. La demanda total de

Se espera que la electricidad en la India para cruzar 950.000 MW en 2030

(Http://www.livemint.com/2009). India tiene la cuarta mayor reserva

de carbón y tercera mayor excavadora de carbón del mundo en la India con 292

millones de toneladas (Mt) en 1998, después de Estados Unidos (951 millones de toneladas) y China

(1,243 Mt) (OECD / IEA, 1999). En la India, la generación de electricidad es

depende principalmente de las centrales térmicas a base de carbón y

continuará en las próximas décadas debido a sus enormes reservas.

Generación de FA en la India fue 112mt en 2005-06 y se espera que

caminar entre 150 y 170Mt al año a finales de 2012 (Ministerio de Medio Ambiente,

2007). En nuestro país, la mayoría de las centrales térmicas han sido

situado en las proximidades de la zona de reserva de carbón. Las principales minas de carbón de la India

están situadas en la región oriental (Bihar y Bengala Occidental), que

están densamente pobladas. Las tres principales centrales térmicas de

este de la India son Kolaghat, Durgapur y Bandel y consumen bituminosa

carbón (Gondwana carbón) que contiene bajo contenido de azufre, pero de alta

contenido de cenizas. La combustión de dicho carbón en estas plantas de energía

resultados en la generación de grandes cantidades de cenizas, que está dispuesta-off

en grandes estanques de cenizas (diques). La ceniza, después de haber sido abandonado en estos

diques abiertos se deja para ser secado. Estas partículas sólidas finas de FA-

cenizas, el polvo y el hollín que contiene arsénico y otros elementos tóxicos.

Se convierte en una fuente mortal de riesgos para la salud cuando se lleva a

la atmósfera y llegado a la zona interna. Por lo tanto, la

contaminación por metales pesados de estos AG depositado diques pueden afectar

la población de los alrededores, en caso de exposición prolongada. Así especial

la atención debe ser necesaria para gestionar estos tóxicos emitidos por FA.

La región Singrauli en la parte sur-oriental de Uttar Pradesh,

La India es una de las zonas industriales altamente contaminadas del continente asiático.

Esta región cuenta con seis plantas de energía térmica (Uttar Pradesh

Junta de Electricidad (UPSEB), Vindhyachal, Singrauli, Rihand, Anpara

y Renusagar), situado en la zona de transición de Madhya Pradesh

y Uttar Pradesh de la India. Por lo tanto, la región Singrauli tiene

sido reconocido como "Capital de la Energía" de nuestro país. Esta Energía

el capital genera alrededor del 10% de la capacidad instalada de generación de la India

7500MW de electricidad aproximadamente. Una enorme población humana

se han desplazado de sus hogares nativos de esta región durante

el establecimiento de estas plantas de energía térmica. Debido a trabajar

de estas plantas de energía, algunos problemas ambientales como la contaminación

de las aguas superficiales, las aguas subterráneas, hecho por el hombre Rihand

depósito de agua es abundante en la región. Además de ellos, el suelo, la vegetación

y el aire también se contiene un mayor nivel de metales pesados tóxicos

a los límites permisibles. Por consiguiente, las medidas correctivas urgentes

son necesarias en esta región para salvar a la población nacional

de la contaminación de arsénico debido a FA.

En la actualidad las plantas de energía situadas en el Singrauli

área representa 10% de la India y el 0,3% del carbono mundial

dióxido de emisión, una de las principales causas del calentamiento global

(Www.pollutedplaces.org / región / south asia / india / singrauli.shtm).

Estas plantas de energía térmica son responsables de la principal fuente de

contaminación en esta región, que emiten 6 millones de toneladas de AF por año, por lo que la tierra

no aptos para el cultivo debido a los elementos traza tóxicos, tales como As, Hg, Pb,

Se y Cd.

De acuerdo a los informes en Indian noticias papeles, FA plantea importantes

peligro para la salud de las personas que viven en Delhi (la capital de la India).

Conducir por la carretera de circunvalación de la capital durante el verano es una pesadilla.

Vientos del oeste fuertes recoger FA del Indraprastha

la estación de energía, y dispersarla en un área grande. Los residentes de la

áreas circundantes y los viajeros son los más afectados. Dentro de cuatro

años de su puesta en marcha en 1982, la planta de energía Indraprasatha

que hoy se percibe la población que vive en Delhi como un problema de salud grave

peligro (http://sundaytimes.lk/060813/ft/2.1.html).

Recientemente, los problemas de toxicidad y la aparición de Como tienen

llamado mucho la atención en la situación de la India. La cuestión de la liberación de

A partir del FA ha aumentado de varias centrales térmicas y produce

el aire, el suelo y la contaminación del agua. El heavy metal que existe en

los -3, 0, 3 y 5 estados de oxidación (Smedley et al., 2002). Debido

a la existencia de diferentes especiación oxidación del arsénico puede

se encuentran en muchos estados y formas químicas diferentes. Por lo tanto,

los efectos en la salud de Como puede variar ampliamente dependiendo de la química

forma de la medida. La quema de carbón y la fundición de los metales son importantes

fuentes de Al igual que en el aire. El indicador más sensible de ecológica

la contaminación ambiental de arsénico, a través del aire, fue una erradicación masiva

de las familias de abejas, descrito por primera vez como "la enfermedad de Tisin" por Svoboda

en 1936, que tuvo lugar en las proximidades del horno de aglomeración

instalaciones. Situaciones similares también se han encontrado en las proximidades de diferente

fundiciones y plantas de energía que queman carbón con un alto contenido de As

(Bencko, 1987). Esto puede destacar problema ambiental como

lixiviación de los suelos y las aguas subterráneas y la re-entrada de medida para

atmósfera de cenizas volantes objeto de dumping, cerca de la zona de la planta. Un número

de la información ha estado disponible en los problemas ambientales

relacionada con la FA. Sin embargo, este trabajo de revisión se revelan como los riesgos de

carbón FA, su destino en el escenario la India y las futuras estrategias para lograr

las preocupaciones ambientales y de gestión de sonido.

2. Carbón indio

El carbón es la principal fuente de energía comercial en la India. Lo

es roca sedimentaria combustible que consiste en orgánica e inorgánica

materiales y su formación y la composición depende de la

composición de la corteza de la tierra, el clima y la flora de su ubicación (Clark y

Sloss, 1992; Finkelman, 2004; Walker, 1993). La calidad del carbón depende

en su rango y grado. Orden de menor a mayor rango del carbón sobre la base

del contenido de carbono es lignito → carbón sub-bituminoso → bituminosa

→ carbón antracita. Carbón de la India es en gran medida de rango sub-bituminoso,

seguido por bituminoso y lignito. El contenido de cenizas en el carbón indio

varía de 35% a 50% (Bhattacharjee y Kandpal, 2002;

http://www.hvfacprojectindia.com/Summary Report.pdf). Aparición

de impurezas minerales adventicias en estos carbones ha sido

encontrado que es alta en comparación con la mayoría de los carbones extranjeros. Propiedades

de carbón de diferentes regiones variar ampliamente. La India es el tercero

mayor país productor de carbón del mundo, después de China y EE.UU..

Algunas de las minas de carbón importantes del país desde el que mayor

de la producción de carbón viene se mencionan en la Tabla 1. Indio

carbón, si bien tiene alto contenido de cenizas, tiene muchos rasgos positivos para los

perspectivas ambientales tales como bajo contenido de azufre, refractarios

la naturaleza de las cenizas, bajo contenido de cloro, elementos traza tóxicos bajos, alta

temperatura de fusión de la ceniza y de bajo contenido de hierro en las cenizas. El arsénico tiene un

fuerte afinidad a concentrarse en minerales de sulfuro y su asociación

con pirita (FeS2) en algunos carbones está bien documentada (Yudovich y

Ketris, 2005a, b). Promedio medida que el contenido a nivel mundial para bituminosa

lignito y carbón son, respectivamente, 9,0 y 7.4ppmandmaximumAs

contenido de las anteriores y posteriores carbones son 50 y 49 ppm, respectivamente

(Yudovich y Ketris, 2005a, b). Por el contrario, en la medida que el contenido

Tabla 1

Indian carbón bituminoso es 22,3-62,5 ppm. Para el carbón bituminoso FA,

la Como intervalos de concentración de 1 a 1000mgkg-1 (EPRI, 1987).

Elemento de arsénico en el carbón y sus derivados, sustancias figuran en el

Tabla 2.

2.1. Formas de arsénico en el carbón

Hay tres formas dominantes de medida que se encuentran en el carbón.

Estos son sulfuros orgánicos, formas y arseniato pero uno de todas las formas

la forma más común de aparición en el carbón es sulfuros. Algún otro

formas son también, posiblemente, se producen por ejemplo en arsenopirita arcilla. El trabajo

de Bayet y Slosse (1919) se ha considerado que la pirita es un

portadora principal de Como, mientras arsenopirita es otro probable menor

anfitrión. Enriquecimiento de arsénico está generalmente relacionado con mineralización de sulfuro,

ya sea syngenetic o epigenéticos. Los sulfuros Como portadores

son epigenéticos en piritas como singenéticos son generalmente muy pobres

Como en (Yudovich y Ketris, 2005). Por lo general, se ha considerado

que la que existe en el carbón con una afinidad inorgánico porque como se concentra

en las fracciones pesadas de densidad enriquecido en pirita o arcilla. Pero

algunos investigadores (Minchev y Eskenazy, 1972;. Kryukova et al,

1985; Goodarzi, 1987) demostró que Como también está presente en orgánica

formar en el carbón. Belkin et al. (1997a, b) informó arsenopirita y Asrich

pirita en las brasas. Más tarde estudio mostró que es parcialmente presente

como un arseniato (Ren et al., 1999). Un procedimiento complejo (selectiva

lixiviación, SEM, de rayos X y análisis de microsonda) mostraron que el 85% de los

el bruto como se asocia con pirita pero una parte está en el arseniato

se forman como resultado de una oxidación de pirita Como-cojinete (Finkelman

et al., 1999). De las brasas brillantes, bajo contenido en cenizas y bajo contenido de azufre del

Apalaches central (EE.UU.) Elkhorn y costuras de peligro, cuando se lixivia

de HCl (30%) y por HNO3 (25%). El segundo se contabiliza como

Pirita Como fértil, pero la primera puede ser arseniato resultantes de

la oxidación de la pirita que contiene Como, estaba en el intervalo de 100 a

2700ppm (Crowley et al., 1997). El primer caso de envenenamiento en Como

la Mongolia Interior, región autónoma de la República Popular de China, se produjo en

1990. Guizhou, China es la única conocida zona endémica arsenicosis

causada por el carbón como contaminada. En el este de la India de combustión de carbón

es una de las principales fuentes de emisiones antropogénicas como en el

biosfera.

Hay muchos métodos analíticos que se pueden emplear para

cuantificar las diversas formas Como en carbones (Abernathy et al, 2001.;

Huggins et al, 2002;. Dai et al, 2004;. Goodarzi y Huggins,

2005; Yudovich y Ketris, 2005a, b; Zielinski et al, 2007).. Arsénico

pueden existir en más de 200 especies de minerales y su generales

forma de ocurrencia es arsenopirita (Abernathy et al., 2001). La medida de asociación con pirita (FeS2) en pocos carbones ha sido bien demostrado

(Finkelman, 1993; Finkelman et al, 1999;.. Zielinski et al,

2007). Zhang et al. (2002) estudiaron la aparición de Al igual que en las principales

minerales que fueron especialmente seleccionados y se encontró mayor en calcita

y pirita. Belkin et al. (1997a, b) examinar toda forma de medida en el carbón

muestras. El carbón de alta por su cantidad, distribución y formas de

Como (Ding et al, 2001;. Dai et al, 2005, 2006;.. Yang et al, 2006) mostraron

A medida que se correlacionó positivamente con el contenido de cenizas y se indica

sulfuro de alta afinidad.

2.2. Formas existentes de arsénico durante la combustión del carbón

La información relacionada con Como liberación durante la combustión de carbón

son muy raros. Las diversas formas conocidas de Como, liberados durante carbón

combustión por lo general depende de la temperatura de combustión. En

Además, tras la combustión del carbón, una gran cantidad de elementos de Como

salir de la matriz de carbón y se distribuye entre el vapor y

fases de partículas en diferentes proporciones, dependiendo de factores

tales como la concentración inicial en la matriz de carbón, el diseño

y las condiciones de funcionamiento de las instalaciones de combustión y las partículas

dispositivos de control. En general, como es más concentrada en

partículas, así como también presente en forma volátil. La concentración

Como de especies en los gases de combustión depende en gran medida de

temperatura y químicas interacciones con AF se han mostrado

para ser responsable de la retención parcial Como en las fases de partículas

(Wouterlood y Bowling, 1979a, b). El elemental (As) y óxido

formas (As2O3) son considerados los más probables como especie en el

ambiente oxidante de gas de combustión de un proceso de combustión de carbón. Sin embargo

Como es mucho más volátil como As2O3 que como el elemental

Como y los investigadores han llegado a la conclusión de que como sólo podía estar presente

en el gas de combustión en forma de un óxido (Dismukes, 1994; invierno

et al., 1994). En la gasificación del carbón, la especie más probable es As4

con restos de arsina (AsH3) (Clark y Sloss, 1992; Helble et al,.

1996). Sobre la base de la modelización termodinámica, Como partición

en los residuos de la combustión a temperatura inferior a 925 ◦ C, hasta

6,6% Como debe ir en la escoria. El arsénico se escapa a la fase gaseosa

en forma de Aso, y As2O3 durante la combustión a baja temperatura

(1000-1200 ◦ C), pero a alta temperatura (1200-1600 ◦ C), sólo

se libera la especie As2O3 (Shpirt et al., 1990). Rendimiento de arsénico en

fase gaseosa de la zona de alta temperatura de un horno se controla

por la construcción del horno y el coeficiente de eliminación de la escoria

(Ks), donde Ks es una relación: escoria rendimiento / content bruto cenizas. Eary et al.

(1990) muestra que las concentraciones de As en los residuos de la combustión

varían ampliamente dependiendo de la calidad del carbón, cenizas y pH de la

condiciones de ignición, que van desde 2 a 240ppm en el FA y de

0,02 a 168ppm en las cenizas de fondo. Temperatura de los gases de escape a la colección

punto es también un factor principal. Según Bool y Helble

(1995), el equilibrio de modelado termodinámico muestra que sulfidico

Como debe evaporarse, presumiblemente como medida y de la temperatura

gama 1226,85-1726,85 ◦ C como As2O3. Condensados especies en FA

debe ser controlado teóricamente por la composición química de los

FA: en ácido (alto-Si) FA como Fe3 [AsO4] 2 y en álcalis (alta-Ca) FA

como Ca3 [AsO4] 2. Sin embargo en bienes raíces, Fe-arseniato no se produce debido a la

limitaciones cinéticas, debido Fe entra en el vidrio de silicato. Arsénico

se condensa en la superficie de la esfera como silicato de As2O3. En realidad, es

sólo física-sorción, como se indica por una fuerte relación lineal positiva

entre la concentración de As en el FA y 1 / d valor (d es la mediana

diámetro de la fracción FA).

Zevenhoven et al. (2007) informaron de que la combustión de fósiles

combustibles da lugar a medida que las emisiones a la atmósfera a los niveles

de 0,1-80mgkg-1 (seco) en el carbón y los combustibles de biomasa. Una significativa

cantidad de Como va a terminar en las cenizas volantes, pero el destino de la medida depende de

temperatura, los procesos de condensación-vaporización, la presencia

de calcio, azufre gaseoso y compuestos de cloro en los gases de combustión.

Afortunadamente, el equipo instalado en plantas de energía para el control de

emisiones de FA y los óxidos de azufre (SOx) eliminan eficazmente la mayor parte de

la figura 1

Como la de los gases de combustión, así, los dispositivos diseñados especialmente para controlar

las emisiones de elementos traza (Zevenhoven y Kilpinen,

2001). Uno de los aspectos relacionados con la forma de óxidos en los gases de combustión es que "es

un veneno para los catalizadores probados "que se utiliza en equipos de reducción catalítica

para los óxidos de nitrógeno (NOx) (Mukherjee, 1994; Kema, 1997).

Especialmente cuando se dispara carbones con bajo Ca / En relación, esto puede causar

rápida desactivación del catalizador. Zevenhoven et al. (2007) demostraron que en

dos plantas eléctricas de carbón de Finlandia, tanto de alimentación alrededor de 60 th-1

carbón bituminoso pulverizado polaca ha indicado que el 94% en masa de la

recibido como fue capturado en precipitador electrostático (ESP) FA, 6%

en la unidad de desulfuración de gases de combustión semi-seco (FGD). Las concentraciones de arsénico

en las cenizas de fondo y los gases de combustión eran tanto por debajo

1%. Con una concentración de alrededor de 5 mg kg-1 en el carbón, el Como

de entrada a la planta es de alrededor de 300 gh-1, de los cuales alrededor de 1,5 gh-1

(Es decir, alrededor del 0,5%) se emite a la atmósfera. Las concentraciones de arsénico

en las cenizas de fondo y cenizas y residuos ESP FGD

eran alrededor de 5 y 30mgkg-1, respectivamente (Aunela-Tapola et al.,

1998). Análisis de FA desde el lanzamiento de programas de carbón que como se enriquece

en las fracciones más finas, que pueden pasar el control de emisión de partículas

dispositivos (Martinez-Tarazona y Spears, 1996). Por ejemplo,

considerando 63 462mgkg-1 en <2,5 mm material particulado (PM)

contra 45 206mgkg-1> 2,5 mm PM (para varios carbones USA), un

análisis de la estructura fina de absorción de rayos X detallado mostró que el Como

reside en las cenizas casi completamente como As2O5 (Shoji et al., 2002).

Sterling y Helble (2003) y SEAMES y Wendt (2000) reportaron

Como que tiene una fuerte afinidad por Ca, con el resultado de que Como es principalmente

que se encuentra en Ca-ricos cenizas volantes como Ca3 (AsO4) 2 y Ca2As2O7, presumiblemente

después de haber sido absorbido de la fase gaseosa como As2O3, seguido de la oxidación

de AS3 + de + As5. Durante la combustión del carbón, la división de

Como entre las fases de vapor y sólido se determina por la interacción

Como con los vapores de compuestos FA en virtud de post-combustión. Lo

se ha sugerido que el calcio presente en FA puede reaccionar con

Como el vapor y capturar el metal en formas insolubles en agua de la menos

peligrosos As (V) estado de oxidación (Sterling y Helble, 2003).

Varias investigaciones sobre la retención de los compuestos traza de

los gases de combustión producidos por la combustión y gasificación del carbón sólido usando

sorbentes ha sido publicada (Ghosh-Dastidav et al, 1996;. Mahuli

et al., 1997). Estos sorbentes se han utilizado principalmente en dos formas:

(I) haciendo pasar los gases de combustión a través de un lecho fijo o fluidizado de sorbente

y (ii) por inyección directa de la composición sorbente en forma de polvo (Gullett

y Ragnunathan, 1994; Ghosh-Dastidav et al, 1996;. Mahuli

et al., 1997). Varios materiales sólidos, tales como minerales de arcilla, vuela

cenizas, mezclas de óxidos metálicos y especialmente cal hidratada [Ca (OH) 2]

se han probado como adsorbentes para la retención de la forma y otros compuestos metálicos en los gases de combustión y gasificación del carbón (Gullet

y Ragnunathan, 1994; Ho et al, 1996;. Biswas y Wu, 1998). En

la mayor parte de estos estudios, química-sorción se considera que es uno

de los mecanismos de retención probables. Debido a la ocurrencia de

múltiples elementos traza en los gases de combustión, los recientes esfuerzos de la investigación

comunidad se han dirigido hacia el desarrollo de un multifuncional

sorbente capaz de reducir la emisión de la mayoría de los

contaminantes a límites aceptables. En este sentido, López-Anton et al.

(2007) reportaron que los carbones activados son capaces de capturar y Como

otro elemento presente en la combustión de carbón y la gasificación de combustión

invernadero hasta cierto punto. Aunque el contenido de cenizas del activo

de carbono puede influir en la cantidad de As y otro elemento capturado,

ninguna correlación entre la retención y la textura porosa de

se encontró los sorbentes.

Los mecanismos de partición de elementos traza entre el vapor

y fases de partículas durante la combustión de carbón no son bien entendidos,

pero un esquema hipotético transformación vía de FA

formación durante la combustión del carbón se presenta en la figura. 1. Particiones

de oligoelementos a las partículas finas es un fenómeno muy importante

debido a que la concentración de muchos elementos traza es significativamente

más alto en partículas finas en comparación con las partículas más grandes (SEAMES, 2003).

Así que muchos informes han demostrado que la distribución de Al igual que en

las partículas atmosféricas en suspensión (senior et al, 2000; SEAMES.

y Wendt, 2000), pero la descripción medible sobre As liberación es

carente durante la combustión del carbón. La combustión de los dos tipos de alto

Como carbón con y sin aditivo de CaO se estudió por Zhao et al.

(2008) en un horno de tubo de caída a escala de banco para entender la partición

y la emisión de Como en el proceso. Llegaron a la conclusión que el calcio

sorbente basado es un aditivo eficaz para controlar la medida de emisiones durante

la combustión de carbón. Además, el comportamiento de Al igual que durante la combustión de carbón

será dominada por su modo de ocurrencia, y más Como será

volatiliza en alta temperatura, se condensa y enriquecido en

la superficie de la materia particulada y finalmente liberado en el

atmósfera en forma de vapor de óxido de Como o como Como partículas.

3. Las cenizas volantes

La FA es una parte de los residuos de combustión de carbón (CCR). CCR incluyen

FA, cenizas, escoria de la caldera, la desulfuración de gases de combustión (FGD) de residuos

y otras partículas finas sólidas que poseen gran ambiental

problemas. En la actualidad de todas las plantas de energía térmica a base de carbón,

FA seca que se ha recogido a través de precipitador electrostática (ESP)

en estado seco y cenizas estanque de los estanques de cenizas en semi-húmeda

condiciones. La mayor parte de las centrales térmicas indios no tienen la facilidad para el sistema de recogida de cenizas secas automática. En general, tanto

FA y cenizas de fondo juntos se descargan como forma de suspensión a la

ceniza estanque / laguna. Teniendo en cuenta los problemas futuros alarmantes

debido a esta enorme cantidad de FA para conseguir un sonido ambiental

gestión, es el momento crucial para la creación de confianza en el FA

utilización y aumento de la idoneidad de los productos basados en FA entre los

los usuarios finales.

Durante la combustión de carbón, minerales sufren descomposición térmica,

fusión, la desintegración y la aglomeración. Varios elementos

presente en una forma volátil puede ser vaporizado. Una porción de no combustible

(Que forman cenizas) elementos en la caldera entran en escoria o

cenizas de fondo y el resto del residuo inorgánico presente en la salida de humos

de gas como FA, que queda después de la combustión completa del carbón, que contiene

Sin embargo, también pequeñas cantidades de carbono carbonoso y condensada

compuestos. Una de las características más destacadas de FA es

los efectos de gradación de tamaño de partícula en concentración elemental.

Un número de investigadores (Davison et al, 1974a, b;.. Klein et al, 1975;

Kaakinen et al., 1975) han observado que As, Cd, Cu, Ca, Mo, Pb, S, Sb,

Se, Ti y Zn tienden a aumentar con la disminución en la concentración de FA

tamaño de partícula. El mecanismo de tal dependencia es notknownwith

certeza. Durante la combustión de carbón pulverizado, la fusión

y aglomeración de las inclusiones minerales resultados en romper y

hacer de un número de FA generalmente esférica particles.Aconsiderable

porción de los compuestos inorgánicos se vaporiza en las partes más frías del

instalación y se condensa sobre las partículas de FA durante la combustión

de las partículas de carbón a alta temperatura. Se ha planteado la hipótesis de que un

como resultado de la teoría de la volatilización-condensación que correlaciona mineral

concentración con el tamaño de partícula (Davison et al., 1974a, b),

reconoce tres grupos de elementos: los elementos del grupo I se clasifican

como "archivos litográficas '(Al, Ca, Fe, K, Mg, Na, Ti) que muestra poca o

hay enriquecimiento en partículas más pequeñas FA, los elementos del grupo II como "Chalco

archivos "(As, Cd, Mu, Pb, Sb, Se) muestran una mayor concentración de

la disminución de tamaño de las partículas y elementos del grupo III (Be, Cu, Ni, V, Co)

tener un comportamiento intermedio en ser enriquecido en partículas más pequeñas

pero en un grado menor que los del grupo II. Estos elementos son preferentemente

enriquecido en una capa delgada (~ 1000A ˚) en la superficie de la partícula

(Linton et al., 1975) y son fácilmente extraíble (5-40%) en agua.

La variación en la concentración de los elementos depende de tamaño de partícula,

las condiciones de combustión y las propiedades físicas y químicas de la

carbón.

3.1. Estado de arsénico en las cenizas volantes

FA, una combustión de carbón sub-producto de carbón de energía térmica basada

plantas, contiene, como en los distintos niveles (Kim y Cardone, 1997; Kim

y Kazonich, 2001). El gran volumen de FA produce alrededor de la

mundo es una fuente antropogénica potencialmente significativo de As peligros.

El arsénico en el FA está presente en cantidades significativas en el silicato

matriz (Hulett et al, 1980;.. mayor et al, 2000). FA minerales, en general,

incluirá especialmente alta como son la pirita (FeS2) y sulfuros inorgánicos.

Las concentraciones de arsénico en FA generalmente varían de 2 a 440mgkg-1,

pero dependiendo de la concentración en los carbones originales y los

métodos de combustión, sin embargo, pueden ser tan alta como 1000mgkg-1

(Eary et al., 1990). Una investigación de los elementos traza de la

Reino Unido reveló que el carbón FA contenía concentraciones moderadamente elevadas

de As (Wadge et al., 1986). La eliminación de FA carbón a la tierra

en los resultados del Reino Unido en una entrada anual de alrededor de 700 toneladas de arsénico

(Hutton y Symon, 1986). Las estimaciones de las cantidades totales de tóxicos

Según figura en las cenizas volantes producidas en las plantas de energía pueden ser

calculada a partir de la cantidad total de AF producido y el elemental

composición de la FA. Arsénico 9000 y 3400 kg año-1 produce

en las cenizas volantes de carbón y Mauban Masinloc dispararon centrales

de Filipinas. Estas cifras son sólo aproximadas, ya que son

basado en la composición de una sola muestra de FA y en cenizas

los datos de producción que figuran en la Declaración de Impacto Ambiental (EIA)

informes de estas dos centrales. Estos datos, sin embargo, dan una

Tabla 3

Tabla 4

indicación de las grandes cantidades de Como elemento producido en uno

de las corrientes de desechos como resultado de la quema de carbón en el Mauban

y plantas Masinloc (Brigden y Santillo, 2002). Fulekar y Dave

(1985) estudió en la planta térmica de carbón de Delhi y se encontró que

FA contiene una cantidad significativa de Como que es potencialmente tóxico

si está presente en una forma soluble. El promedio medida que el contenido de la FA fue

0.9gt-1 de ceniza y un máximo de 18,8% de contenido medio de metal

fueron lixiviables en agua doblemente destilada en un período de cinco

día.

Arsénico y otros elementos traza en FA son importantes preocupaciones

para la eliminación de la tierra debido a su importancia ambiental. Elevado

concentraciones de sales solubles y elementos traza potencialmente tóxicos,

incluyendo As, se informó a estar presentes en la FA, también (USEPA,

1980). La tasa de adsorción de A medida que aumenta en la presencia de Fe

y los óxidos de Al (Jacobs et al., 1970). Por consiguiente, los iones arseniato son

se espera que se adsorbe fuertemente sobre estas superficies de óxido de FA

y / o el suelo. Pero el impacto final de cada oligoelemento dependerá

de su estado en la FA y la movilidad, la toxicidad y la disponibilidad en la biosfera.

Lo que es esencial para el elemento de medida es una mejor comprensión

de los factores que determinan la movilidad del medio ambiente y, en

en particular, el potencial de contaminación del agua subterránea y la tendencia

para la biodisponibilidad. En este punto de vista, mucho énfasis se ha puesto

colocado en la medición de las especies químicas de los elementos traza en el medio ambiente

muestras, ya que estas características se considera que desempeñan un

papel importante en la determinación del comportamiento del elemento (Florencia,

1986). Menos atención se ha prestado a la medición directa de

Como el comportamiento de lixiviación en sitios FA disposición de desechos.

A las pruebas de lixiviación en laboratorio se ha utilizado para predecir el potencial

la movilidad y las características de atenuación de la mosca de Aswhenthese

cenizas son tierra llena (Wadge y Hutton, 1987). Debido a la ausencia

de cualquier tierra agua lixiviados normas, directrices para beber

agua se puede utilizar para investigar la dilución de los lixiviados

necesaria para producir agua de calidad adecuada para toda huella

elemento. La Tabla 3 muestra los factores de atenuación de As en los lixiviados de FA

que se calculó en laboratorio, por Wadge y Hutton

(1987). La tabla 4 muestra los datos de especiación de As soluble en agua

extractos de las muestras de FA. La concentración de arsénico en diferentes

desechos se menciona en la tabla 5.

Algunos enfoques se utilizan para los contenidos y sitios de residencia

de arsénico en el FA. Estos son el modelado termodinámico (Senior

2000a, b, c, d al.,), experimentos de laboratorio et modelado diferente de combustión

regímenes (Huggins et al., 2003) y el análisis directo de las cenizas volantes y

sus fracciones de tamaño (Shpirt et al, 1998;. Fuente et al, 2003.). Un esquema

fue ideado por Kizilstein (2002) para la determinación de la precipitación

en la superficie de las partículas de FA. Por lo general dos tipos de esférica

Tabla 5

Tabla 6

partículas (diámetro promedio cerca de 0,17 mm) se encuentran en FA como

hueco (densidad de alrededor de 0,60 a 0,65 g cm-3) y compacto con un mayor

densidad. Se comprobó por Kizilstein (2002), que como la concentración

en esferas huecas debe ser más alto debido a su densidad más baja que

esferas compactas, aunque la película condensación superficial tiene igual

espesor de cada partícula (cerca de 2-4? m).

En esta revisión, sobre la base de los otros datos de la media como en Indian

carbón se puede calcular como 42,4? gg-1. Considerando que los valores medios de los

Al igual que en la India se trata de FA 46.85? Gg-1 (Sharma y Tripathi, 2008).

En general, el contenido de As en FA es variable y depende del número

otros factores.

El factor de enriquecimiento relativo (RE) en este estudio se puede calcular

por la siguiente ecuación como dado por Meij et al. (2002) puede

ser expresado como ::

REA = [AS] FA

[AS] carbón

× contenido de cenizas de carbón%

100

y se encontró que RE = 0,44 [Como en el carbón = 42,4? gg-1 (significa

valor), como en FA = 46.85? gg-1 (valor medio), el contenido de cenizas

carbón = 40% en peso].

Se presenta el monto total estimado de As en las cenizas volantes en la India

en la Tabla 6. Basado en el modelo de cálculo de los datos indica

que la generación de FA proyectada será 154Mt en 2012 en la India

(Bhattacharjee y Kandpal, 2002). Considerando que, de acuerdo con nuestra predicción

Al igual que en las estimaciones FA carbón en el escenario de la India será de unos

67,76 toneladas en 2012.

3.2. Modo Residencia de arsénico en las cenizas volantes

Hay susto de estudios en el modo de As-ocurrencia en

FA. La forma de Como residencia en FA está influenciada por la composición

de la matriz de carbón y las condiciones durante la combustión del carbón,

especialmente durante el enfriamiento. El arsénico se volatiliza inicialmente al

partición de la temperatura de la combustión del carbón, sino que entre el

partículas de la fase de vapor y FA en las porciones más frías del gas de combustión

arroyo. En comparación con otros elementos traza en FA, como muestra especialmente

fuerte enriquecimiento (5-10 veces) en el más fino (<10 - m

fracciones de diámetro) de tamaño de área de mayor superficie (Natusch et al.,

1974; Smith, 1980).

La concentración de As y otros elementos traza en la AF están

relacionado con el contenido de S del carbón. Generalmente, los carbones de alimentación

con un alto contenido de S contienen concentraciones más altas de estos elementos.

Por las mismas plantas de energía a carbón, las concentraciones

de estos elementos también son mayores de FA bolsa interna en comparación con precipitador electrostático (ESP). El S-contenido de FA es del 0,1% para el pulverizado

ESP FA y el 7% de FA bolsa interna del lecho fluidizado,

lo que indica que la mayor parte de la S es capturado por FA en el lecho fluidizado.

El arsénico es capturado por los minerales hematita y calcio que soportan,

y forma un complejo estable de calcio o un metal de transición de hierro

hidroxi arseniato hidratado [(M2 +) 2 Fe3 (AsO4) 3 (-OH) 4-10H2O] en FA.

Elementos máximas en FA tienen índices de enriquecimiento de más de

0.7 que indica que están más enriquecidos en la FA que en el forraje

carbón, con excepción de Hg en todas las cenizas ESP. La FA bolsa interna del fluido

cama tiene alto contenido de otros elementos traza, lo que indica

CaO que, en su mayor parte, ellos (Goodarzi, 2006) captura. Algunos

fases contienen estructural As (arsenopirita, cristalino) As (III) oxide

(As2O3), calcio orthoarsenate, escorodita (FeAsO4.2H2O), sustituido

Como [pirita Arsenian, Arsenian jarosita, Arsenian eltrignite] y

sorbido As (V) o As (III), varios polimorfos hidróxidos-óxidos férricos etringita,

sílice amorfa, arcillas de aluminosilicatos, y manganeso

hidróxidos (Zielinski et al., 2007).

La presencia generalizada de la medida que obliga a los investigadores a encontrar

sus fuentes, que pueden afectar negativamente envenenan el medio ambiente.

El carbón es una de estas fuentes. Quizás, la primera cuantificación de Como

en el carbón fue hecho por Daubrée (1851). Se determinó como en dos

muestras de franceses carbones bituminosos (169 y 415 ppm), en tres de lignito

muestras (37, 793 y 2090 ppm) de la cuenca del Sarre alemán

carbón (30 ppm), y trazas de carbón británica Newcastle (Daubrée, 1851).

Después de este trabajo, el análisis de carbón y sus productos para la medida que se publican

con más frecuencia. Por ejemplo, tal como se encontró en coque, hasta

110ppm (Simmersbach, 1917). Especialmente significativos fueron los primeros

estudios sobre las enfermedades del ganado en Inglaterra y Bélgica. En estos estudios,

la vegetación en las proximidades de las centrales de carbón era tan enriquecida.

Una conclusión importante fue hecho que la pirita es el principal portador

de As en el carbón (Bayet y Slosse, 1919).

3.3. El destino del arsénico en las cenizas volantes

Apenas hay informara sobre como peligros en FA carbón y su destino

en el escenario de la India. De acuerdo a la modelización termodinámica, la

principal factor de rendimiento a medida que la fase gaseosa es la temperatura. Al

tiempo de encendido de baja temperatura, como formas fases sólidas tales como

óxidos y elemental como. Máximo arsénico pasa a la gaseosa

fase en las formas de AS2 AS3 y el culo a la temperatura anterior

de 600 ◦ C (Bel'Kova et al., 2000). Arsénico y algunos de sus compuestos

son volátiles y, por tanto, en general, para escapar el gas y

fase de aerosol en la combustión de carbón. Estudios de lixiviación de 18 elementos

se han hecho de FA carbón indio por Praharaj et al. (2002). Él

encontraron que algunos de los elementos traza se lixivian de las cenizas en exceso

de la organización mundial de la salud (OMS) valores límite (As, Mn y

Mo) o los valores límite de la USEPA (As, Mn y Fe). El arsénico contamina

los ambientes acuáticos y terrestres por lixiviación

y la erosión de la FA estanque. Cantidad de arsénico más de los límites permisibles

han sido reportados en el suelo, tubo de pocillos y la superficie del agua cerca

las centrales térmicas. Las principales fuentes de Como de la energía térmica

plantas en los entornos son fuente de combustión atmosférica a través

gas y FA. El sumidero final para la mayor parte del medio ambiente como es el

los sedimentos del río. Debido a su reactividad y movilidad, como puede ciclo

extensivamente a través de los componentes abióticos y bióticos del

los sistemas acuáticos y terrestres y un diagrama que muestra el destino de

FA en bicicleta arsénico en la biosfera ha sido presentado en la figura. 2.

Se sabe que como puede someterse a una variedad de transformaciones químicas

tales como la oxidación y la reducción. En el escenario de la India, en curso

la figura 2

el uso de la combustión de carbón para la producción de energía se traducirá en el futuro

versiones de elementos tóxicos y potencialmente tóxicos como el arsénico para

el medio ambiente. Debido a las grandes cantidades de FA producidos

por las centrales eléctricas basadas en carbón, cada central libera significativa

cantidad de arsénico de cada año, la contaminación de la biosfera. Dos

centrales en Indraprastha y Rajghat combinada se estiman

contribuir anualmente alrededor de 5-6 toneladas de cuanto al Yamuna, en

Delhi, a partir de la lixiviación de cenizas solo. El elemento de ser no degradable,

que emigra de un remoto rincón de la cuenca para la descarga.

Lixiviación de As en el agua subterránea también se espera en las zonas alrededores

de los vertederos que contienen FA desechos peligrosos y otros depósitos de desechos

(Nriagu y Pacyna, 1988; Tripathi et al, 1997;. Pandey et al, 1998.;

Praharaj et al., 2002). India tiene cerca de 85 centrales térmicas a base de carbón

plantas que liberan conjuntamente muchas toneladas de Como al año. Por lo tanto, la atención

deben tomarse para la mitigación de este tipo de medida antropogénica

envenenamiento, de lo contrario, se creará un gran problemas ambientales

en el año que viene en comparación con otros antropogénico Como fuentes.

Por lo tanto, se requiere una investigación más detallada para analizar la

influir sobre la biosfera y la salud humana debido a la manipulación y

la gestión del FA que contiene como.

3.4. Arsénico-lixiviación de cenizas volantes

En la actualidad el comportamiento de lixiviación de Como de FA no es así

entendido. Aunque muchas investigaciones sobre la lixiviación de laboratorio de

FA como objetivo hacer una estimación cuantitativa de la liberación de

elementos tóxicos han sido reportados durante las últimas tres décadas

(Fulekar y Dave, 1985; Ishiguro et al, 1986;. Warren y Dudas,

1988; Sandhu y Mills, 1991; Querol et al, 1996;. Nham et al,.

1996; Khanra et al, 1998;. Wang et al, 1999;. En Ram et al, 2000;. Choi

et al, 2002;. Praharaj et al, 2002;. Iyer, 2002; Kim et al, 2003;. Kim,

2006; Soco y Kalembkiewicz, 2007).

Desde el punto de eco-toxicológico, el lixiviado Como

y otros metales pesados de AF pueden convertirse en un peligro para la

medio ambiente debido a su contribución en la formación de

compuestos tóxicos. Este proceso puede conducir a la salud, el medio ambiente

y los problemas de uso del suelo (Davison et al, 1974a, b;.. Kaakinen et al,

1975; Klein et al, 1975;.. Campbell et al, 1978; Wangen y

Williams, 1978; Gehrs et al, 1979;. Hansen y Fisher, 1980;

Hulett et al, 1980;. Georgakopoulos et al, 1994;. Fernández-Turiel

et al, 1994;. Laumakis et al, 1996;. McMurphy et al, 1996;. Baba,

2000; Kamon et al, 2000;. Baba y Turcomana, 2001; Gulec et al, 2001;. Georgakopoulos et al, 2002a;. Georgakopoulos et al, 2002b.;

Mandal y Sengupta, 2002; Baba, 2003; Baba et al, 2003;. Baba y

Kaya, 2004). El alcance de la medida en la FA depende tanto de la mineralogía

y distribución de tamaño de partícula de la materia prima que es quemada

y la temperatura de combustión. El contacto entre las partículas de cenizas

lixiviante y puede conducir a la disolución parcial o completa de minerales

fases que constituyen las partículas de ceniza, o el establecimiento de parcial

equilibrio químico entre los constituyentes de ceniza y lixiviante.

Estas interacciones están bien documentados por EPRI (1998), y Kirby

Rimstidt (1994) y Fleming et al. (1996), que son dependientes de

factores tales como el pH, el estado redox, y la fuerza iónica lixiviante.

Los lixiviados de vertederos de FA sin forro es un potencial

origen antropogénico de Como para el medio ambiente (Burns et al., 2006).

Por lo tanto, la comprensión del proceso de lixiviación de As en FA durante cenizas

eliminación y reutilización es importante para el desarrollo de nuevas estrategias para el

el control de As en el medio ambiente. Muchos investigadores estudiaron

la especialización y las formas de Como en FA e informó que como es

asociada con depósitos de hierro y de óxido de aluminio sobre las partículas

superficie del FA (Silberman y Harris, 1984; Xu et al, 2001a.). Ambos

As (III) y As fueron detectados (V), pero este último estaba presente en una

fracción mucho mayor (Silberman y Harris, 1984; Goodarzi y

Huggins, 2001; Huggins et al, 2007).. Para determinar el total de As

potencial de lixiviación de FA, distintos leachants, incluyendo HNO3,

H2SO4, citrato de sodio, geopolímeros, y EDTA se han utilizado en

una variedad de configuraciones experimentales (Silberman y Harris,

1984; Bankowski et al, 2004;. USEPA, 2006). Silberman y Harris

(1984) encontraron que hasta un 78-97% del total, como podría ser

lixiviado de FA con una H2SO4 0,5 N o un citrato de sodio 1M a pH

5. Los experimentos de lixiviación llevaron a cabo en un rango de muy ácidos a

condiciones muy alcalinas revelaron que la lixiviación de arsénico total varió

entre las diversas cenizas, que van desde menos de 5% en medio de la

cenizas probados, a más de 30% en otros (USEPA, 2006). Bajo

condiciones ambientales típicas, significativamente menor lixiviación

se espera que bajo la extrema ácido o condiciones alcalinas.

Los experimentos de prueba de lixiviación en laboratorio han demostrado

A medida que la lixiviación de FA depende principalmente del pH de la solución.

Sin embargo, algunas discrepancias resultan de las diferencias entre los

las cenizas volantes estudiados, la soltó como concentraciones son normalmente

alta en los intervalos de pH alcalinos o ácidos bajos en los rangos neutros

(Van der Hoek et al., 1994a). Sin embargo, la dependencia del pH

no podría ser modelados sobre la base de la solubilidad de los minerales Como portadores

(Fruchter et al, 1990;.. Van der Hoek et al, 1994a), a pesar de los diversos estudios mostraron que la lixiviación de otros elementos traza

de FA es controlado generalmente por la solubilidad mineral (Mattigod

et al., 1990). Se ha sugerido que la sorción de óxidos de hierro

podría ser la causa de la lixiviación dependiente del pH de A partir de mosca

cenizas (Van der Hoek et al., 1994a). Más tarde, modelaron la medida

comportamiento basado en la absorción de los óxidos de hierro. Sin embargo, en virtud

condiciones de campo, los mecanismos de lixiviación de As son poco conocidos

porque la mayoría de los estudios anteriores se han realizado en

base de experimentos de laboratorio utilizando cenizas frescas. Comportamiento geoquímico

de As en aguas de poros de un vertedero FA alcalina se ha sugerido

por Kim et al. (2009).

Los investigadores y los planificadores desde hace mucho tiempo están preocupados por

FA lixiviados efectos sobre la calidad del agua subterránea (Milligan y Ruane,

1980). Este problema es más sensible en la India debido a la gran dependencia

en las aguas subterráneas y la gran producción de FA. Eary et al. (1990)

durante su experimento encontró que como es muy lixiviables porque

todo ocurre como un precipitado de superficie en FA. Lixiviación de arsénico

FA se rige por sus concentraciones, la asociación con la ceniza

partículas, el tiempo de lixiviación y el pH del lixiviado (más influir

parámetro). La concentración relativa de calcita y arcillas en la

carbón es uno de los factores más importantes en el comportamiento de la FA

lixiviación. Debido a su alto pH, cenizas volantes que contienen cal libre (CaO)

tienen propiedades de lixiviación y el potencial de contaminación muy diferente

de esas cenizas en CaO libre es inexistente o presente

en cantidades insignificantes. La razón de la diferencia es que el

lixiviación de la mayoría de los elementos traza es dependiente del pH (Goumans et al.,

1994). En particular, las partículas muy finas (<1? M) en FA tienen un

importante papel por encima de su concentración en peso debido a su

gran área de superficie activa. Esto es significativo tanto para la lixiviación y

propiedades físicas (Nathan et al., 1999). Según Nathan et al.

(1999), algunos elementos tóxicos en los lixiviados tienen concentración

acercarse a los niveles relativamente altos, como As, Cr y Se. Sin embargo,

es bien sabido que el AF es un tampón natural y, incluso después de la eliminación

de CaO y sus derivados [Ca (OH) 2, CaCO3], su pH es nunca inferior

de 7,5. Así oxianiones de medida no son potencialmente peligrosos. La final

pH del lixiviado es variable en función del contenido de CaO de la

FA. Así que el pH final del lixiviado siempre debe ser parte de la

resultados, se trata de datos necesarios para la evaluación de los resultados. Fulekar

y Dave (1985) mide la lixiviación de montones A partir del FA, el

cenizas en la charca y FA suspensiones de eliminación descarga a un río desde

una central térmica de carbón en Delhi, India, con el fin de investigar

el riesgo asociado con el medio ambiente. Cerca de 18.8% de la

As total en el FA fue lixiviables en agua doblemente destilada en un 5

período de días. La lixiviación de elementos de FA fue examinado por

Ishiguro et al. (1986) en un estudio elaborado utilizando una al aire libre a largo plazo

intemperie planta de prueba. Tanto el agua del grifo y el agua de lluvia se

utilizado para la lixiviación. Ellos demostraron que As, Cu, Pb y Ni eran

no se detecta en el lixiviado, pero se observó una cantidad de trazas de Zn.

Mecanismos ofmobilization y la atenuación de los elementos inorgánicos

en el carbón cuencas FA fueron estudiados por Sandhu y Mills (1991). Wang

et al. (1999) investigaron el potencial de las aguas superficiales y subterráneas

la contaminación a través de la lixiviación de elementos tales como As, Zn, Pb, y Ni

de FA a diferentes pH (2,0-6,5). Jonkowski et al. (2006) trabajó en

movilidad de Como elemento de cenizas volantes seleccionados australianos. Arsénico

elemento es móvil bajo diferentes condiciones y otra diferente

tiempos de lixiviación. Las concentraciones de As elementos liberados en la lixiviación

solución con los valores iniciales de pH de 4, 7 y 10 se utilizaron para evaluar

la influencia de las condiciones de pH en la movilidad del elemento ácida

y las cenizas volantes alcalinas. La concentración de arsénico se incrementó con el tiempo

en soluciones de lixiviación ácida y alcalina de cenizas volantes: sin embargo,

en soluciones que están en contacto con las cenizas volantes alcalinas del como la concentración,

después de alcanzar un máximo, después disminuyó con el tiempo. El pH de

la solución de lixiviación es el factor clave que afecta a la movilidad de Como

elemento en estas cenizas volantes.

Dutta y col. (2009) estudió en la lixiviación de los diez elementos incluidos

A partir de cuatro muestras de FA, que se obtuvieron de cuatro centrales térmicas de carbón diferentes en Bengala Occidental, India. La lixiviación

patrón y su dependencia del pH, así como el sólido-líquido

relación se ha analizado críticamente. Una movilidad mucho mayor de Como

elementos se han observado como era de esperar a un pH bajo. Menos lixiviación

se encuentra a un pH elevado a excepción de Como. El patrón de la movilización

está fuertemente regido por el fenómeno bien conocido de disolución

y re-precipitación de hierro con la co-precipitación de una serie de

elementos, dependiendo del pH del medio. El equilibrio de extracción

se alcanzó para el Ca, Fe, Na y Zn en ciertos valores de pH. La

tendencia monótona de la liberación de los elementos Mn, K, Cu, Pb, Cr y

Como persistió durante el período de lixiviación a largo plazo de 180 días. La

alcalinidad o el contenido de calcio de la muestra FA en gran medida determina

el patrón de lixiviación si el pH de la solución es neutra o ligeramente

ácido. Parece que el riesgo de contaminación del agua subterránea, así

como de agua de la superficie no puede ser evitable si solo se utiliza para la FA

mina de carbón abandonada back-llenado en un ambiente donde el ácido

drenaje de la mina es conocida. Sin embargo, la mezcla con cal para

mejorar la alcalinidad parece ofrecer una solución práctica a la

problema.

Interacciones ceniza arsénico mosca son complejas y relacionadas con la superficie

y la química acuosa. Según la Sociedad Americana para Pruebas

y materiales, tipo F cenizas volantes de clase típicamente contiene más de

70% de SiO2, Al2 O3, y Fe2O3 (ASTM, 1992). Clase F Tipo de FA es

generada a partir de la quema de carbón bituminoso. Como el aluminio

óxido de (es decir, alúmina activada) e hidróxido de hierro son sorbentes comunes

Como para la eliminación del agua (Crittenden et al., 2005), estas

dos minerales de óxido de FA se cree que son responsables de Como

adsorción. Muchos factores tales como el pH, calcio, magnesio, reduciendo

o condiciones oxidantes, la relación a líquido sólido (S / L), el tiempo de lixiviación,

constituyentes de temperatura y aniónicos (sulfato y fosfato) tienen

ha demostrado que influyen en la lixiviación de Como de FA (Lecuyer et al.,

1996; Qafoku et al, 1999;. Xu et al, 2001b;. Praharaj et al, 2002)..

Por consiguiente, se han propuesto varios mecanismos para interpretar

Como el comportamiento de lixiviación. El óxido de hierro se informó como el principal

absorbente de ceniza ácida controlar la lixiviación (Van der Hoek et al.,

1994a, b). Se utilizó un modelo que incorpora el efecto electrostático

por Van der Hoek y cumanos (1996) para cuantificar la adsorción de

Como en FA. Los resultados del modelado fueron fuertemente dependiente de la inicial

supuestos, a saber, que el óxido de hierro amorfo era el único

sitio reactivo y que la constante de adsorción fue calculada pH

dependiente. Modelos similares también fueron utilizados para cuantificar la adsorción

en otros medios sólidos tales como minerales del suelo y óxidos de metal

(Goldberg, 1985, 1986, Goldberg y gläubig, 1988a, b; Hering y

Dixit, 2005). La información sobre la forma de cuantificar la densidad de sitios y cómo

para determinar el tipo de sitios de superficie reactiva en muestras de campo

que falta. Además, se sabe poco sobre la aplicabilidad de

previamente desarrollados laboratorio derivadas de las constantes de adsorción a

muestras de campo y los ajustes (Miller, 2001). Criterios más apropiados para

el análisis de superficies de forma rápida y consistente evaluar acidez sitio

se necesitan constantes y densidad para diferentes medios de comunicación. Dado que, como

ácido es un ácido débil, el As (V) presentes en el agua como diferentes formas son:

H3AsO4, H2AsO4

-, HAsO4

2 -, y ASO3

4

-. Las diferentes especies de As

se espera que tengan diferentes constantes de adsorción con la superficie FA

sitios. Por lo tanto, un enfoque basado en la especiación necesita ser utilizado

para entender correctamente y cuantificar las interacciones entre Como

y superficies FA. Para este propósito, Wang et al. (2008) utilizado por lotes

métodos para investigar Como lixiviación utilizando una ceniza cruda, y como la adsorción

usando una, ceniza lavada limpia. Los resultados indicaron que el pH tuvo un

Como efecto significativo sobre la lixiviación o adsorción. Se ha encontrado

que entre pH 3 y 7, menos Como estaba en la fase disuelta. ¿Cuándo

pH fue de menos de 3 o mayor que 7, cantidades crecientes de Como

fueron lixiviado o desorbido de FA. La adsorción y lixiviación

comportamiento de Como se interpretó con la especiación de la superficie de FA

sitios y AS. Un modelo basado en la especiación fue desarrollado para cuantificar

Como la adsorción como una función del pH y la acidez de la superficie FA

parámetros.

El almacenamiento y la eliminación de la FA pueden dar lugar a la liberación de lixiviados

metales en las aguas de los suelos, superficiales y subterráneas. La mayoría de estos

elementos tóxicos, incluyendo como son capaces de acumularse en suelos y sedimentos,

y muchos de ellos son persistentes y alta tóxico para los animales, seres humanos

y las plantas a través del agua del aire y la absorción del suelo. Las concentraciones

de estos metales peligrosos detectados en las muestras de AF son

no significativamente más altos que los típicos que se encuentran en no contaminada

suelos (Alloway, 1990). Sin embargo, la lixiviación de A partir

alta Ca-ash residuos (producido por lignitos y carbones subbituminosos

de combustión) es mucho menos, que de los ácidos. El punto es que, en

lixiviación con agua de ceniza de alta enajenaciones Ca, etringita baja solubilidad,

Ca6Al2 (SO4) 3 (OH) 12,26 H2O, apareció, aunque después de algún tiempo

(Yudovich y Ketris, 2005a, b). El análisis de elementos traza revela que

Como y algunos elementos tóxicos están suficientemente enriquecido en FA estanque

que sus abundancias corteza, y preferiblemente en el tamaño más ligero

fracciones. El análisis químico de las muestras de agua recogidas de

pozos tubulares cerca de los estanques FA revela una alta concentración de As y

algunos elementos traza, cuya distribución es controlada principalmente por

la ceniza que se encuentra en la zona. Entre estos elementos tóxicos, como y

algunos otros elementos traza muestran una mayor concentración en el pozo entubado

aguas cercanas a la laguna FA, lo que supone una aportación significativa de la

Pila FA. El enriquecimiento de As y algunos elementos (Al, Fe y Mn)

arriba Organización Mundial de la Salud (OMS) para beber

agua indica contaminación importante de las aguas subterráneas de

los elementos tóxicos lixiviados de la FA pila (Mandal y Sengupta,

2005).

Elementos presentes en FA no están sujetos plenamente a las partículas y

todos los elementos cuantificados pueden filtrarse del FA a diferentes

niveles (Llorens et al., 2001). Informes sobre la fracción de estos elementos

que son capaces de lixiviación de la FA varían entre los métodos

empleado. Los estudios que utilizan métodos de extracción secuencial han sido

reconoció que una fracción significativa de la mayoría de los elementos presentes en la FA

son capaces de lixiviación de la ceniza, incluyendo Como (57%), Cr (17%), Co (8%),

Cu (7%), Ni (8%), Pb (13%) y Zn (12%) (Querol et al., 1996). Incluso

donde el agua pura se ha usado en estudios de lixiviación FA, apreciable

fracciones de AS y otros elementos se han mostrado para lixiviar desde

FA (Llorens et al., 2001). Ha sido diseñado para simular el agua de lluvia

lixiviación de FA (Praharaj et al., 2002), como se detectó en el lixiviado

en concentraciones de hasta 260? gl-1, 26 veces el medio ambiente EE.UU.

Protección del límite de la Agencia (EPA) y la OMS recomienda el valor

para el agua potable (USEPA, 2002b). El uso de la cal lavado de los gases de combustión

se ha demostrado para reducir la cantidad de Como presente

en FA lixiviados (Lecuyer et al., 1996).

Baba et al. (2008) demostraron que una disminución en el pH de la lixiviante

favorece la extracción de metales tóxicos del aumento FA.Asignificant

en la extracción de As y otros metales a partir de la FA se atribuye

a la inestabilidad de las fases minerales. Estas concentraciones de metales pesados

aumentar con respecto a las crecientes condiciones ácidas

y la temperatura. Las concentraciones máximas, en general, se encontraron en

alrededor de 30 ◦ C. A veces, la temperatura de la FA puede aumentar

hasta 40 ◦ C cuando la FA está en contacto con el agua. Por lo tanto, la concentración

de algunos metales pesados como el AS puede bemagnified en el

FA depositada en el vertedero de cenizas. En otras palabras, la movilidad

de elementos traza de FA no sólo depende de la concentración del elemento,

temperatura y el modo de ocurrencia, sino también en la

condiciones químicas asociadas con el proceso de lixiviación. Esto, a su

a su vez depende de la química de cenizas (ácido o ceniza alcalina), así como

el pH de las soluciones de lixiviación utilizados.

Sin embargo, si no se adoptan las medidas preventivas, los contaminantes pueden

bien repartidas en las aguas subterráneas, los recursos de biodiversidad y el suelo

de los sitios de disposición FA. Por lo tanto, las aguas subterráneas y la vigilancia del suelo

necesario llevar a cabo periódicamente en la región afectada FA. Tal

actividades de monitoreo deben proporcionar mejores prácticas de gestión

por el bien de la calidad del medio ambiente. De hecho, la lixiviación

comportamiento de A partir de la FA necesita una revisión independiente para la comprensión

los problemas relacionados con el muy bien.

4. Envenenamiento por arsénico de la biosfera debido a volar eliminación de cenizas

Cenizas volantes (CV) es uno de los contaminantes ambientales nocivos y

seguramente con esto se asocia la mayor preocupación en relación a dibujar

los estrategas de salud ambiental. Es una mezcla compleja con

un alto grado de potencial de lixiviación en medios acuosos. Contiene

más de una docena de metales pesados, pero esta revisión sólo se destacaron

El arsénico. En el escenario de actualidad gran parte como de la atmósfera

proviene de proceso de alta temperatura, tales como la combustión de carbón,

en gran parte de las centrales térmicas. La medida que se libera en la atmósfera

Como principalmente como trióxido de donde se adhiere fácilmente sobre la

superficie de la partícula. El modo de medida ocurrencia de FA influye fuertemente

la tasa de As-liberación al medio ambiente y como relacionadas con

riesgos de salud asociados con la eliminación de la FA. El arsénico es omnipresente en

existe en la naturaleza y compuestos tanto inorgánicos como orgánicos. Algunos

de sus compuestos son altamente tóxicos y debido a que se pueden dispersar

en el medio ambiente (aire, suelo y agua), según ha informado Faust

y Aly (1981). Se ha informado de que el, como se presenta a partir de

las centrales térmicas es de naturaleza compleja. El arsénico no está sujeta

al proceso de descomposición, como las sustancias orgánicas (Bencko y

Slamova, 2007). Oxidación biológica de Como sitios contaminados tiene

recientemente adquirido mayor importancia y la aplicación debido a la

existencia de ciertas ventajas, sobre las propiedades fisicoquímicas convencional

tratamiento (Zouboulis y Katsoyiannis, 2005). Por lo tanto,

su extracción eficiente proceso de biorremediación de lo natural contaminado

sitios destinados se considera de gran importancia.

4.1. Atmósfera y el envenenamiento con arsénico

Coal está contaminada naturalmente con como y cuando se quema

para generar electricidad, medida que se libera en el aire a través de la

chimeneas y carbón subproductos de combustión (cenizas volantes). FA contiene

elementos tóxicos como resultado de la combustión de carbón, algunos tóxicos

elementos también se emiten a la atmósfera en forma gaseosa. Durante

la combustión de carbón pulverizado de las centrales térmicas, el principal

Como parte de la formación inicial se evapora a la fase gaseosa. La mayor parte de la orgánica

As, piríticos Como y algunos blindados As-teniendo fases micro-minerales

escapar en una fase gaseosa y sólo una pequeña parte de la arcilla arsénico

permanece en las cenizas de fondo. Arsénico máxima escapar es capturado por

FA. Debido a 97-99% FA es recogida por ESP, la atmosférica

emisión de Como (en fase sólida y gaseosa) es bastante menor (excepto

algunos carbones con altísima Como las concentraciones de). Sin embargo, Como

datos de emisiones atmosféricas son contradictorios: hasta un 30-40% en la

Datos rusos y búlgaros y mucho menos en los datos algunos USA.

Parece que tal diferencia es causada por la combustión diferente

regímenes y diferentes sistemas de fresnos tolvas (frío-side frente

lado caliente ESP, por ejemplo). Además, la presencia de FGD-dispositivos

(Depuradores húmedos, etc) puede afectar en gran medida como tasa de emisión. La fracción

de ciertos elementos que son emitidos en los gases de combustión en comparación

a los importes de todas las corrientes de residuos han sido proyectados, los cuales

incluir Hg (hasta 95%), Pb (hasta 40%) y As (hasta 30%) (Llorens

et al., 2001). Durante la década de 1990, como las emisiones en la Unión Europea

(UE-15 Estados) se estima en 575 toneladas, de las cuales el 15% en peso

(86 toneladas) fueron aportados por fuentes fijas de combustión fósil por combustible

plantas. Emisión a la atmósfera de la medida debido a la quema de combustibles

es 186 toneladas por año en Europa en 1995 (Pacyna y Pacyna,

2001). El uso de la depuración de gases de combustión con cal (óxido de calcio) puede

reducir significativamente la fracción de gaseosa, como se presenta a la atmósfera

por absorción de partículas de cal (Senior et al., 2000a).

Ciertos elementos se vaporizan en diversos grados durante carbón

de combustión y en el enfriamiento de los gases de combustión son totalmente

o parcialmente absorbido sobre partículas FA. Este proceso resulta en su

concentraciones siendo mayor en esas partículas de menos de 10? m

(0,01 mm) de diámetro. Esto puede ser debido a la gran área de superficie de

estas partículas muy finas. Elementos para los que este enriquecimiento de sorción

se ha observado incluyen As, Cd, Cr, Co, Pb, Hg y Zn (Wadge et al., 1986) Las concentraciones más altas de estos elementos

en las partículas muy finas de la FA tener implicaciones para el fracaso

de los dispositivos de control de la contaminación para capturar las partículas ultrafinas y los

amenaza de tales partículas después de la inhalación y por lo tanto puede tener

mayores impactos en los sistemas biológicos en las proximidades de carbón

plantas de energía (Klein et al., 1975). Cuando se inhala, partículas <1? M en

diámetro se puede depositar en el tejido pulmonar de las vías respiratorias

tracto y la ganancia de entrada en la corriente de la sangre (Davison et al.,

1974a, b; Natusch et al, 1974).. ESP, bolsa de la casa, y otros dispositivos

capturar más de 99% de la mayoría de elementos emitidos durante la combustión

de carbón pulverizado (Goodarzi, 2006). Debido a la considerable

cantidades de FA producen, sin embargo, las emisiones de partículas a la

ambiente todavía puede ser considerable. Partículas FA emitida puede ser

depositados a una distancia de varios cientos de kilómetros de la

punto de emisión, incluyendo dependingonfactors altura de la chimenea. La

eficiencias de recolección de los dispositivos de control de contaminación son todavía insignificantes

para partículas de menos de 10? m de diámetro, con la mayor

la penetración de partículas ultra finas de 0,1 a 1? m de diámetro (Senior

et al., 2000b). Partículas en la emisión de la pluma pueden ser enriquecidos

Como con los elementos incluidos y Zn por 1.5-3.0 veces en comparación con los

pila de partículas. Estimación de las cantidades de elementos tóxicos emitidos

a la atmósfera en función del porcentaje de FA retenido puede subestimar

las cantidades totales debidas a tal enriquecimiento de elementos

en las partículas muy finas (Llorens et al, 2001;.. mayor et al, 2000b).

Los otros resultados muestran que el uso de una tonelada de FA en el hormigón se

evitar las 2 toneladas de CO2 emitidas por la producción de cemento y reduce

efecto invernadero y el calentamiento global (Krishnamoorthy, 2000).

4.2. El suelo agrícola y el envenenamiento con arsénico

En general, los niveles bajos de Como están naturalmente presentes en el suelo. La

niveles de fondo son alrededor de 5 mg kg-1 en todo el mundo con importantes

variación en función del origen de la tierra. Comportamiento arsénico

es claramente diferente bajo inundable (anaeróbico) y no inundada

(Aeróbico) las condiciones del suelo, con condiciones de inundación es probable que el

más peligrosos en términos de absorción por las plantas y la toxicidad. Arsénico

podría ser el mayor contaminante tóxico del medio ambiente en la mayoría de

el suelo agrícola que se aplica FA. Se ha observado que

debido a la falta de movilidad del arsénico, se absorbe fuertemente en el

las partículas del suelo. Sin embargo, en el yeso y el fósforo modificado suelos

Como puede ser mucho más móvil. As (III) y As (V) son tomados

por diferentes mecanismos de los suelos por las plantas. El arsénico (V) es

asumido a través del sistema de absorción de fosfato de alta afinidad en las plantas

(Meharg, 2004). Por lo tanto, las aplicaciones de fosfato (PO4) han sido

sugerido para reducir la absorción debido a la competencia entre PO4

y As (V) para la absorción. La especiación de As inorgánico en el suelo es en gran parte

controlada por procesos de reducción y oxidación (redox). Bajo

condiciones anaeróbicas (reducción) As (III) predomina, mientras que la medida

(V) predomina en condiciones aeróbicas (comburente).

Las relaciones entre el suelo como y crecimiento de las plantas dependen

en la forma y la disponibilidad de la medida. La toxicidad de Como varía

con su forma y su valencia, su orden es tóxico AsH3> As (III)> Como

(V)> orgánicos como. En general, como disponibilidad para las plantas es más alta en

suelos de textura gruesa con poco material coloidal y poco ion

capacidad de intercambio y la más baja en los suelos de textura fina con alto contenido de arcilla,

materia orgánica, hierro, calcio y fosfato. El promedio de concentración de As

de forma natural en el suelo en todo el mundo es 10mgkg-1.

El límite de concentración de higiene de los alimentos de Como es 1.0mgkg-1 (Das et al.,

2004). En general, los cultivos ordinarios no se acumulan lo suficiente como para

ser tóxicos para el hombre de los campos agrícolas no contaminados. Sin embargo, en

Como suelo contaminado, la absorción de Como por el tejido de la planta es significativamente

elevada, especialmente en hortalizas y cultivos comestibles (Larsen

et al., 1992). Por lo tanto, existe preocupación por la acumulación de As en

cultivos agrícolas y hortalizas cultivadas en la zona, afectada por

al FA.

4.3. Agua y arsénico-envenenamiento

El agua es la fuente principal de transporte de Como en condiciones naturales.

En el agua oxigenada como ocurre en una forma pentavalente, pero

en condiciones reductoras forma trivalente predomina. Kim

et al. (2009) mostraron características geoquímicas de Como en porewaters

de un área de disposición FA carbón alcalina utilizando muestras multinivel.

Cuando el área de eliminación fue cubierta con el suelo, como los niveles en los porewaters

eran muy bajos (un promedio de 10? gl-1) por co-precipitación

con siderita. La cobertura del suelo tiene una capacidad para la creación de anoxia

condiciones, lo que elevó la concentración de Fe por la disolución reductiva

hidróxidos de Fe. Debido a la alta alcalinidad generada a partir de

la FA carbón alcalina, aún un pequeño aumento en la concentración de Fe

podría causar la precipitación siderita (Kim et al., 2009). Después de retirar

cobertura del suelo, sin embargo, una condición de oxidante se ha creado y provocó

la precipitación de Fe disuelto en forma de hidróxidos. Conforme

como resultado, la disolución del anterior predica As-rica siderita

causado mayor medida que la concentración en el poro-aguas (Kim et al.,

2009). Por lo tanto, la medida que la concentración de agua en los poros del carbón FA

área de eliminación puede estar regulada y administrada por siderita precipitaciones

y la disolución, así como podría ser inmovilizada eficazmente

en la presencia de la cubierta del suelo mediante la formación de condiciones de reducción que los

sería precipitado disuelto igual que en cooperación con siderita (Kim

et al., 2009). En este punto de vista, que cubre un área de disposición con lowpermeability

suelos es una idea de gestión necesaria. Aunque, la

A medida que la co-precipitados con siderita también puede ser simplemente movilizado

de nuevo cuando se altera el área de disposición, porque los minerales de carbonato

son muy sensibles a los cambios en la condición de geoquímica

química del agua. Inmovilización arsénico sobre la base de la siderita no puede

ser aplicable a la zona de eliminación donde el pH de poro-agua es ácida

porque la precipitación de carbonato se suprime en su mayoría bajo el

condición (Kim et al., 2009).

El río, que contiene aguas residuales procedentes de depósitos de cenizas de un poder

planta, que ardía como rica en carbón, alcanzó una medida de concentración

hasta 0.21mgl-1. De los microorganismos que ocurren en este río

sólo sobrevivió diatomeas. Los peces pueden sobrevivir fácilmente en esta concentración.

En un experimento trucha perecieron a una concentración de

20-25mgAs l-1 y la carpa a una concentración de 25-30mgAs l-1. Particularmente

sensibles son la lucioperca y cucarachas. La anguila se supone

para ser más resistentes (Bencko y Slamova, 2007). La ausencia

de peces en un largo tramo del río contaminado que recibió el

mencionada como la contaminación de aguas residuales del depósito de cenizas

era probablemente debido a la destrucción de su cadena de alimentos naturales

(Bencko y Slamova, 2007). Dado que la contaminación del agua subterránea

ha superado los 2.000? gl-1 en algunas zonas de la India y Bangladesh

(Hossain, 2006). La Tabla 7 muestra que límite máximo permisible

de As en el agua potable, efluentes industriales, lixiviados y relleno de tierra

drenaje.

La liberación de FA estanque decanta en los cuerpos de agua locales

turbidez aumenta, disminuye la productividad primaria, afecta a los peces

y otra biota acuática. Muchos estudios se han expuesto los impactos

sobre los anfibios que habitan en lugares contaminados con FA. Para

ejemplo, las zonas meridionales de sapos adultos (Bufo terrestris) y de agua dulce

grassshrimp (Palaemonetes paludosus) han sido demostrado que se acumulan

oligoelementos de FA áreas contaminadas, como el arsénico

y cadmio (Hopkins et al, 1999;. Rowe, 1998). Larvas sur

sapos (B. terrestris) y larvas de ranas toro (Rana catesbeiana) habitan

sitios similares se han demostrado para sufrir incidencias elevadas de

amenazar la supervivencia impactos fisiológicos (Hopkins et al., 2000).

Tales efectos se cree que son el resultado de las mezclas complejas de

contaminantes en las cenizas volantes, incluidos los elementos teratogénicos como el selenio,

cromo, cadmio y cobre (Hopkins et al., 2000). Puesto que,

arsénico se considera como un contaminante primario en el agua potable debido a

su alta toxicidad (Zouboulis y Katsoyiannis, 2005). Por lo tanto, su eficiente

la eliminación de los recursos hídricos contaminados naturales destinado a

agua potable se considera de gran importancia (Tablas 7 y 8).

Cuadro 7 Cuadro 8

5. Puntos analíticos

Límite de detección (LOD) para As en Espectrofotómetro de Absorción Atómica

(AAS) es <0.001mgl-1. Límite de detección arsénico

por espectroscopia de emisión atómica (Huggins, 2002) ha sido

generalmente satisfactoria para la determinación de la concentración de cerca-Clarke

de As. Aunque, como se puede en parte agotados de

carbón por la incineración de alta temperatura, especialmente de alto contenido de azufre

carbones. En los depósitos de la caldera, se ha encontrado arseniato de boro,

debido a la evaporación de B y As (Swaine y Taylor,

1970).

La formación de compuestos gaseosos Como puede depende de la presencia

de cloro en el carbón. Sobre la base de los datos experimentales y

cálculo, el arsénico se escapa a la fase de gas en la forma de AsO

y As2O3 durante la combustión a baja temperatura (1000-1200 ◦ C),

pero a alta temperatura (1200-1600 ◦ C), sólo las especies As2O3

se libera (Shpirt et al., 1990). Rendimiento de arsénico en fase gaseosa de

zona de alta temperatura de un horno es controlado por el horno

construcción en el coeficiente de Slage-retiro (Ks), donde Ks es la relación:

escorias cenizas rendimiento / hierba. En contraste, la presencia de illita orCaCO3

soporta la captura de Como debido a la formación de algunos refractario

arseniatos KAsO4 y Ca3 (AsO4) 2 con temperaturas de fusión

de 1310 y 1455 ◦ C, respectivamente. Sobre la base de la suposición, la

Como medida de la volatilidad a partir del carbón se controla por mineralógica

residencia de As. Por lo tanto, por la ignición escalonada de los carbones

(Sur de Siberia) a temperaturas en el rango de 400-800 ◦ C, como se

totalmente evaporado de carbones bajos en azufre que contienen la forma orgánica

de Al igual que en la forma dominante. A partir de carbones medio de azufre (donde

tanto en forma orgánica de medida y la forma pirítico de As (arsenopirita) son

presente), 67% Como se evaporó, y desde coaly Argillite sólo el 31%

(Kryukova et al., 1985). La sorción de As en la FA es controlado por

la tasa de combustión. Si el carbón en partículas se disparó muy rápidamente, la cinética

existen limitaciones en la medida de sorción, como la captura y aparece como

físico-sorción, con una fuerte relación con el tamaño de partículas (la más fina

las partículas de FA, mayor es la concentración de As). Si el carbón se dispara

más lentamente, la termodinámica de equilibrio muestra una chemicalsorption

proceso (y no hay una fuerte relación entre el contenido de As en la FA

para el tamaño de la fracción).

La observación directa de enriquecimiento como en las superficies de las partículas de la FA

es analíticamente difícil debido a la baja por lo general 10-100ppm

concentración de As y el tamaño de partícula pequeño. Para el sub-bituminoso

carbones, hasta el 77% de la original como se volatiliza

durante semicoking. Durante la calcinación, menor es la medida y el contenido de S,

tanto más, cuanto se evaporó. Es importante que en

coaly argilita con 17 ppm As y más fuertemente unido: sólo

32.1% a medida que se evapora a 800 ◦ C. Estos datos indican que una

forma orgánica de Como se volatiliza fácilmente y probablemente pirítico

forma de Como es más difícil de evaporar (Khankhareev et al.,

2002).

6. Historia y química de arsénico

Arsénico, aislado por primera vez por Albert Magnus en Europa en el año

1250, es un metaloide, y un miembro de la familia de nitrógeno. Arsénico

tiene una larga historia de uso en la medicina humana (Ferguson y Gavis,

1972) y en los últimos 100 años, su uso se ha documentado

en la alimentación animal (para promover el crecimiento). Arsénico cae en el periódico

tabla de los elementos del grupo 15 (V), junto con nitrógeno

y fósforo. Se considera ametalloid y como tal tiene tanto

propiedades metálicas y no metálicas. Es un metal gris quebradizo en

su forma pura, sino en la naturaleza se encuentra más frecuentemente con otros metales,

tales como el hierro, cobre, plata y níquel y en combinación con

oxígeno y azufre. Su número atómico es 33 y su peso atómico

es 74,9, colocándolo como pesados que el hierro, níquel y manganeso, pero

más ligero que la plata, el plomo o el oro. Tiene cuatro estados redox comunes,

-3, 0, 3 y 5, pero las formas más inorgánicos son el 3 y

5 Estado cuando en combinación con el oxígeno como un arsenito o un

arseniato. El arsénico es el 20 º elemento más común en la Tierra

corteza, 14a en el mar y 12 en el cuerpo humano. El arsénico es

encuentra de forma natural en más de 150 minerales, uno de los cuales es arsenopirita,

que incluye tanto el hierro y el azufre, y otra es rejalgar

(Nalgas).

7. Las fuentes de contaminación por arsénico

Hay varias maneras de como la contaminación en la biosfera.

Meteorización geoquímicos de rocas, minerales como portadores de

y las fuentes geotérmicas (por ejemplo, emisiones volcánicas) y esto en gran parte

depende de la reducción microbiana inducida, la oxidación y metilación,

que contribuyen a la movilización en la biosfera (el Islam

et al., 2004).

En adición de las actividades antropogénicas que resultan en la contaminación local

de los sistemas cercanos aire, el suelo, los sedimentos y organismos acuáticos, con

Como incluir la eliminación FA, la minería a largo plazo y la fundición asociada

de los minerales de sulfuro, la combustión del carbón, el escurrimiento de residuos mineros,

producción de pigmentos para pinturas, Curtido de residuos, la agricultura

pesticidas (como As2O3) y herbicidas aplicación corral de engorde y aves de corral

suplementos (Smedley y Kinniburgh, 2002). Por otra parte, Como

se utiliza en la producción de semi-conductores, baterías de plomo-ácido,

la industria del vidrio y la industria del refinado de cobre y en

el endurecimiento de las aleaciones de metales (Hathaway et al., 1991). Mientras que el

el uso de productos que contienen arsénico, como pesticidas y herbicidas

ha disminuido considerablemente en las últimas décadas, su uso

para la conservación de la madera es todavía común (Nico et al., 2004). El arsénico,

metales pesados potencialmente tóxicos, se encuentra ampliamente distribuido en la naturaleza y

comúnmente se produce en una variedad de sulfuros metalíferas naturales

(Nriagu, 2002).

8. La toxicidad por arsénico debido a las cenizas volantes

Actualmente, los efectos tóxicos de Como se han convertido en un gran crítico

cuestión en los países tanto desarrollados como en desarrollo. La toxicidad por arsénico

se ha convertido en una preocupación indio debido a la contaminación cada vez mayor

del agua, el suelo y los cultivos en muchas regiones de la India. Lo

se informó en el distrito de Purulia de West Bangal, India que una gran

número de personas en la zona son víctimas de infecciones pulmonares y

enfermedad de la piel, causada por la contaminación FA de aire y agua. La

se encontró efecto de la ceniza en animales locales y vegetación, también.

El ganado se alimentan de la vegetación contaminada son víctimas de la piel

enfermedades y trastornos dentales. La población de las aves y el agua

los animales también está disminuyendo. Amor et al. (2009) demostraron que el aumento de

niveles foliares (2-8 veces) de como está presente en las plantas de Cassia occidentalis

que se cultiva en la FA resistido y también informó de que los niveles elevados

niveles de daño del ADN en tejidos de hojas de C. occidentalis crecientes

salvaje en la cuenca del FA en comparación con el crecimiento de suelo. El arsénico es altamente

tóxico para todas las formas de vida. El arsénico se encuentra naturalmente en tanto orgánicos

y formas inorgánicas en el medio ambiente. Las dos formas principales de

arsénico inorgánico son la forma reducida, el arsenito (AS3 +) y el

forma oxidada, arseniato (As5 +). Ocurre principalmente en inorgánica

formas. Arsenito (AS3 +) se sabe que es más tóxico y 25-60

veces más móviles que el arseniato (As5 +) (Dutre y Vanecasteele,

1995; Pantsar-Kallio y Manninen, 1997). Monomethylarsenic

ácido (MMA) y ácido dimetilarsénico (DMA) son los más comunes

especies orgánicas en el suelo, pero su presencia física es baja

en comparación con el As inorgánico. Por lo tanto, la especiación de arsénico en el medio ambiente

es de importancia significativa porque orgánica e inorgánica

compuestos difieren principalmente en su toxicidad. La toxicidad por arsénico es también

relacionado con la tasa que se metaboliza desde el cuerpo y el

grado en el que se acumula en los tejidos. Generalmente Como toxicidad

patrón es AsH3> AS3 +> + As5> RA-X. Por lo tanto, según la norma,

arsenicales inorgánicos son más tóxicos que arsenicales orgánicos y

el estado de oxidación trivalente es más tóxico que el pentavalente

estado de oxidación. Los suministros de agua y los suelos contaminados con As

son las principales fuentes de agua potable y la contaminación de la cadena alimentaria

en numerosos países. Especialmente As2O3 son altamente

componentes tóxicos de carbón, como es a la vez un carcinógeno y mutágeno

y conduce a la peligrosa dermatológicas, respiratorias y del aparato digestivo

enfermedades del sistema. A pesar de esto, como la intoxicación crónica puede

causar efectos graves para la salud como el cáncer, melanosis (hiperpigmentación

o manchas oscuras y hipopigmentación o manchas blancas),

hiperqueratosis (endurecimiento de la piel), enfermedad pulmonar restrictiva, periférico

enfermedad vascular (enfermedad de pie negro), la gangrena, la diabetes mellitus,

la hipertensión y la cardiopatía isquémica (Guha-Mazumder

et al, 2000;. Morales et al, 2000;. Rahman, 2002;. Srivastava et al,

2001).

Servicio de Salud Pública (2000) informó que la mayor calidad de compuestos se disuelven fácilmente

en el agua, y así como puede entrar en los cuerpos de agua como ríos,

lagos, estanques y por la escorrentía superficial. El arsénico es tóxico para muchas plantas,

los animales y los seres humanos, aunque las dosis letales en animales son algo

mayor que la dosis letal estimada en los seres humanos (Kaise et al, 1985.;

Servicio de Salud Pública, 2000). La exposición al arsénico puede afectar no sólo y desactivar

órganos de los órganos humanos, especialmente la piel, pero también pueden interferir

con el buen funcionamiento del sistema inmune (Duker et al., 2005).

Inorganic Como ha sido reportado como consecuencias letales en la mayoría

de los casos. Sus exposiciones a largo plazo, incluso en bajas concentraciones

puede causar daños en los sistemas circulatorio de la sangre y puede causar

lesión del sistema nervioso y otros órganos vitales (USPHS, 2000).

Su gran riesgo tiene que ver con la carcinogenicidad debido al consumo

para una larga duración. El Departamento de Salud y Humanos de EE.UU.

Servicios en su noveno Informe sobre Carcinógenos lista los compuestos de arsénico

como es conocido por ser carcinógenos humanos. El cáncer de piel es el prevalente

formar resultante de la exposición, aunque también hay evidencia de una

aumento del riesgo de cánceres internos, incluyendo cáncer de hígado (Servicio de Salud Pública,

2001, USEPA, 2002b).

9. El arsénico en el cultivo del arroz

Alrededor del 23% de la superficie total de regadío del país se utiliza para

la producción de arroz. El arroz es el principal cultivo en las zonas de regadío

La India. Casi el 42% de la producción total de cereales alimentarios es el arroz en la India.

Bengala Occidental es uno de los principales estados productores de arroz de la India y

cubre 5.900.000 ha. Los residentes de muchos contaminada con arsénico

aldeas rurales de Bengala Occidental dependen principalmente de arroz para su calórica

ingesta, aproximadamente el 70% del total (Bae et al, 2002;. Meharg, 2004). La sustancial

varietales diferencias se encuentran con respecto a la absorción,

acumulación y especiación en las plantas de arroz. De acuerdo con mercado

encuesta (Williams et al., 2005), el arroz basmati indio poseía la

Como el nivel promedio más bajo (0,05? gg-1) en granos, el longgrain estadounidense

arroz tenía la concentración más alta (0,26? gg-1), mientras que el

Bangladesh y europeos cultivares presentaron valores intermedios

(0,13? Gg-1 y 0,18? Gg-1, respectivamente). Americano de grano largo

Como el arroz contenía principalmente en forma orgánica, mientras que la inorgánica

Como formada la proporción más alta en todos los otros cultivares. Las diferencias

Como en la acumulación también dependía de la estación de crecimiento

y las prácticas agronómicas (Abedin et al., 2002). La concentración de arsénico

en el que el arroz que se cultiva en suelos contaminados de arsénico

en condiciones anaeróbicas (en la que el arsénico es altamente disponible para

plantas de captación) y regadas con agua contaminada de arsénico, es

supone que es alto en comparación con otros cultivos y regiones (Meharg,

2004; Abedin et al, 2002).. Debido a la alta concentración de As en arroz

arroz, se ha considerado como una fuente importante de Como ingesta. En

el tiempo de cocción del arroz, también se puede aumentar si medida que el agua contaminada

se está utilizando. Cantidad de arsénico en el arroz cocido se podría aumentar por

quelación para el almidón de arroz y / o salvado (Bae et al., 2002). Abedin

et al. (2002) también informó que la alta concentración de As en la paja puede

tienen el potencial de efectos adversos para la salud en el ganado y una

aumento de la exposición como en los seres humanos a través de la planta-animal-humano

vía. Según la Organización Mundial de la Salud (OMS), la permitida

límite para el arroz y los productos alimenticios es 1.0mgkg-1 y 2mgkg-1,

respectivamente (Rohman et al., 2007). Se ha informado de que el 40% de arsénico

en el cuerpo humano proviene de la cadena alimentaria (BIAM, 2002).

Se realizó un estudio para evaluar el desempeño del crecimiento,

composición elemental (Fe, Si, Zn, Mn, Cu, Ni, Cd y As) y el rendimiento

de las plantas de arroz (Oryza sativa L.. Saryu CV-52) cultivadas bajo

diferentes dosis de FA mezclados con tierra de jardín (GS) en combinación

con el fertilizante de nitrógeno (NF) y azul verde algas biofertilizante (BGA)

(Tripathi et al., 2008). Considerable mejora del crecimiento fue

observado en las plantas que crecen en suelos enmendados con respecto a

GS y la mejor respuesta se obtuvo en la enmienda de la FA + NF + BGA.

La acumulación de Si, Fe, Zn andMnwas mayor que Cu, Cd, As y Ni.

Acumulación de arsénico se detectó sólo en FA y varias enmiendas.

La inoculación de BGA causó ligera reducción de Cd, Ni y

Como el contenido de las plantas en comparación con NF modificación. Los niveles altos

de estrés inducible tioles no proteicos (NP-SH) y cisteína en

FA se redujeron mediante la aplicación de NF y BGA estrés indicando

mejora. Este estudio demostró que el uso integrado de

FA, BGA y NF para el crecimiento mejorado, rendimiento y composición mineral

de las plantas de arroz, además de reducir la alta demanda de nitrógeno

fertilizantes.

Dwivedi et al. (2007) demostraron que los tres cultivares de arroz

es decir., Saryu-52, Sabha-5204, y Pant-4 cultivan en el jardín

del suelo (GS, control) y enmiendas (10-100%) de FA durante un periodo de

90 días. Se observó el efecto de los tratamientos anteriores en el crecimiento

y la productividad de las plantas así como la acumulación de metal. La toxicidad

efecto de FA en una concentración más alta (≥ 50%) se refleja en

la reducción en varios parámetros, tales como proteínas, el crecimiento y

pigmentos fotosintéticos. Acumulación de arsénico se encuentra sólo

en partes foliares y no se detectó en semillas y por debajo del suelo

partes. El orden de acumulación de metales en las variedades de arroz seleccionadas

era Fe> Si> Mn> Zn> Ni> Cu> Cd> As. Además, demostraron

que los cultivares de arroz Saryu-52 y Sabha-5204 fueron más tolerantes y mostraron mayor crecimiento y rentabilidad en la aplicación FA menor

dosis en comparación con las bragas-4. La Tabla 8 muestra la concentración de

Como la acumulación de diversos cultivos comestibles / alimentos de la India.

10. Future prospectiva y recomendaciones

En el escenario de la India, el carbón es el principal recursos naturales disponibles

en la abundancia y la generación de electricidad a partir de ahí el carbón

obviamente se incrementará en el presente y futuro para satisfacer la

la demanda debido a la creciente industrialización y urbanización.

Por consiguiente, hay una producción de la cantidad enorme de FA siguió

por la emisión de gases de efecto invernadero y de inmiscuirse de manera significativa

del calentamiento global, así como la contaminación por metales tóxicos. Bhattacharjee

y Kandpal (2002) presenta estimaciones para el modelo FA proyectado

consumo para el 2009-10, principalmente en tres áreas: producción de cemento,

terraplenes y la fabricación de ladrillos. Utilización Agrícola

puede ofrecer una solución parcial a los problemas de eliminación, pero los beneficios

y los riesgos asociados al uso de estos materiales deben ser evaluados

(Pandey et al., 2009a). Pero en el futuro forestal atraerá más FA

utilización para el cultivo económico y socio-ecológicamente importantes

árboles debido a la presencia de macro y micro-nutrientes en

FA y que tiene capacidad para mejorar físico-químicas y biológicas

propiedades de los suelos problemáticos (Pandey y Singh, 2010). Por lo tanto, utilizando

FA para la producción de biomasa (Pandey et al., 2009b) será uno de los

estrategias importantes para proteger a la degradación del medio ambiente, así

como importancia económica.

11. Discusión y conclusiones

No hay muchos estudios sobre el destino de los riesgos como en el carbón FA

y esta revisión es el primer intento en la cartografía como fluye en el medio ambiente

debido a la FA. En los últimos años, existe un debate acerca del aumento de Como

las emisiones procedentes de fuentes puntuales y difusas de emisión de As es alarmante

en la India. La combustión del carbón subproductos principalmente FA es un indeseable

residuos cuya interacción con el aire, el suelo y el agua ha creado efectos

en la salud humana, la agricultura y los ecosistemas naturales. Por lo tanto FA

eliminación segura y la utilización es una preocupación importante para salvaguardar

el medio ambiente más limpio. En los años actuales sobre el 38,4% de FA india

fue puesto en uso, principalmente en la construcción civil, los materiales y la construcción de

algunos en la agro-silvicultura, la presencia de metales tóxicos, sobre todo Al igual que en la FA

se ha convertido en un tema de gran preocupación (la contaminación del suelo, la superficie

y la tierra los cuerpos de agua), la utilización inhibitingmorecomplete

sobre una base sostenible (RAM et al., 2007).

Se llevaron a cabo muchos proyectos piloto en los últimos años para demostrar

la utilización de la mayor parte de FA específicamente para las perspectivas de la India.

También, se ha demostrado con éxito que FA se puede utilizar

en los grandes proyectos de construcción, tales como presas, diques, vertederos de cenizas,

carreteras y las aceras, la estabilización del suelo y para otros fines,

como la fabricación de ladrillos, industria del cemento, azulejos y la industria de la pintura.

Al darse cuenta de gran cantidad de generación de FA y su muy bajo nivel de utilización,

el gobierno de la India estableció la misión FA en el Departamento

de Ciencia y Tecnología, Nueva Delhi de la coordinación de todas las

tales esfuerzos. Norma reguladora ha sido promulgada en 1999, en que se explica

100% de utilización de la FA en el plazo estipulado y por lo que es

obligatorio el uso de FA con el propósito de la construcción de carreteras, ladrillos,

etc en un radio de centrales térmicas a base de carbón 50kmfrom.

Hay varias razones para la baja utilización de la FA en la situación de la India

como la fácil disponibilidad de tierra vegetal y que es más barato que el FA para

fabricación de ladrillos, la falta de promoción de la FA, los costos más altos, FA seca

no está disponible siempre, falta de comunicación entre los usuarios y FA

la gestión de las plantas de energía.

Las agencias indias que también han contribuido significativamente

hacia la adopción de nuevas tecnologías para la eliminación segura y remunerado

utilización de la FA como National Thermal Power Corporation;

Ahmadabad, Juntas Estatales de Electricidad (TNEB, PSEB, RSEB, MSEB APSEB, etc), Ministerio de Medio Ambiente y Bosques, Ministerio de

Energía, Ministerio de Laboratorios; IIT y el Instituto de Ingeniería, etc

En vez de estos, Departamentos de Obras Públicas (PCD), el desarrollo local

y las autoridades de vivienda, así como la carretera Nacional

Autoridad de la India también se dirige a recetar el uso de la FA y la FA

productos basados en sus respectivos horarios de las especificaciones y

códigos de prácticas, etc

La India es un país en desarrollo y destaca segunda posición en el

población del mundo y para los cuales para needsmoreandmoreenergy

la industrialización y la urbanización. Por lo tanto, gran producción de FA en térmica

plantas de energía es el resultado de la combustión de carbón para más de energía

requisitos. Es un tema difícil para las personas indígenas para generar

energía de bajo costo a base mientras que la promoción de la Biosfera por la

minimizando la producción de FA y también el aumento de su utilización.

Tecnologías rentables deben aplicarse para su utilización en la FA

Escenario de la India también.

En la India, uno de los principales problemas relacionados con la eliminación de la FA es probablemente

debido a la presencia de metales pesados en el residuo. Después

la quema de carbón de los contaminantes tóxicos, sobre todo a medida que se liberan en

la atmósfera, que por lo tanto se lixivia a partir y contaminar

los suelos, así como de las aguas superficiales y subterráneas (Baba et al., 2010).

La medida que la química en los suelos contaminar es complejo y su

efectos toxicológicos dependen de sus formas químicas, exposición y

biodisponibilidad (Turpeinen et al., 2003). El arsénico puede entrar en el cuerpo

a través de los pulmones por inhalación, aunque la piel por contacto directo,

y a través de los alimentos contaminados. La ingestión es el más común

la exposición no ocupacional. Los efectos en la salud de As varían generalmente

dependiendo de la forma química del arsénico, la concentración,

la forma de exposición y la duración de la exposición. Algunos compuestos como

presente en los lixiviados del suelo son altamente tóxicos para los diversos organismos

(Langdon et al., 2001), incluyendo los seres humanos (Datta y Sarkar,

2005). Se ha informado de que se espera elevada daño en el ADN

de los trabajadores involucrados en el tratamiento de la FA (Chen et al., 2010).

La exposición industrial puede aparecer a ser afectar a las personas que trabajan

en las industrias relacionadas con el consumo de carbón se encuentran en mayor riesgo de

Como la exposición debido a la FA. Contaminado recursos de agua potable por

Como se aumenta el riesgo de varios problemas de salud. Las personas que viven

en las zonas con alto contenido de As (por ejemplo, las emisiones de la industria

plantas) también están en mayor riesgo de exposición a medida. Por lo tanto, cuando

la toxicidad del suelo debido a la FA se caracteriza, de la rehabilitación de As

Se necesita sitios contaminados para reducir al mínimo la piscina como lábil

exceso, su transferencia a través de la cadena alimentaria y el riesgo subsiguiente (s)

a las plantas, animales y seres humanos (Coeurdassier et al., 2010).

El presente estudio showsmany potenciales riesgos ambientales

relacionado con la generación de FA de combustión de carbón. Por lo tanto, las medidas adecuadas

se deben tomar para comprobar la versión de As y otros tóxicos

metales del estanque FA y la posterior mezcla con el agua subterránea.

Con buena calidad del carbón y el control de la temperatura durante el carbón

combustión es un factor clave para la liberación de arsénico de control en el

medio ambiente. Guarnición subterráneo en los estanques FA para evitar directa

el contacto de la pila de ceniza con la capa superior del suelo y de los órganos locales de drenaje

es un remedio probable. La tecnología verde también debe adoptarse

para minimizar la medida y la contaminación de metales pesados tóxicos debido a la

disposición FA alrededor de las plantas de energía térmica. Revegetación de las FA

diques, cuencas, lagunas y vertederos sirve una variedad de funciones, como

la estabilización de la ceniza contra el viento y la transformación de la zona en

estéticamente agradables paisajes. El uso de la cal (óxido de calcio) como

un agente de lavado de gases de combustión debido a su alta capacidad de sorción para Como

y otros elementos tóxicos vaporizados durante la combustión del carbón debe

aplicar en las centrales térmicas a base de carbón. Para la eliminación

A partir de los gases de combustión, carbón activado ha demostrado ser eficaz

(Captura As2O3) a temperaturas alrededor de 200 ◦ C (Wouterlood

y Bowling, 1979a, b; López-Anton et al, 2007).. El uso de cal (CaO)

para este fin se encontró que era más eficaz a 500-600 ◦ C,

con poca influencia de los gases ácidos tales como HCl y SO2 (Jadhav

y Fan, 2001). La tecnología up-gradación es muy necesario para la disminución de las plantas de energía no contaminante, como la tecnología de carbón limpio

y rehabilitación de las centrales térmicas existentes. Un sistema integrado,

es decir, Organic / Biotecnología / Phyto enfoque paliativo

a medida que necesita la contaminación debido a la FA que se aplicará y la aplicación de

estas herramientas deben ser obligatorias para conservar o recuperar el

medio ambiente. Además, el riesgo de arsénico relacionado con FA puede ser minimizar

dando a conocer a las poblaciones vulnerables debido a

la participación de organizaciones gubernamentales y no gubernamentales

(ONG), las industrias relacionadas y otras correctivas pertinentes

medidas. En el futuro, esto se puede evitar mediante la terminación

de la combustión de carbón y la aplicación de tecnologías no contaminantes

como la solar, la eólica y la generación de energía atómica.

Agradecimientos

Vimal Chandra Pandey agradece a la Comisión de Becas Universitarias

(UGC), Gob. de la India para proporcionar UGC-Dr. D.S. Kothari

Publique beca doctoral. Los autores agradecen al vicerrector,

Babasaheb Bhimrao Universidad Ambedkar (Central) para proporcionar

Instalaciones.