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REVISTA INGENIERÍA E INVESTIGACIÓN VOL. 28 No. 3, DICIEMBRE DE 2008 (41-46) 
 
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Tecnologías para la reducción de emisiones de gases 
contaminantes en plantas cementeras 
 
Cement plant gaseous pollutant emission reduction technologies 
 
Andrés Emilio Hoyos Barreto1, Mónica María Jiménez Correa2, Alejandro Ortiz Muñoz3 y Consuelo Montes de 
Correa4 
 
RESUMEN 
En este artículo se hace una breve descripción de los procesos de formación de SOX, NOX y CO2, los principales contaminantes 
emitidos en las descargas gaseosas de la industria del cemento. Se presentan, además, varias tecnologías para reducir dichas 
emisiones en hornos cementeros húmedos. Estas medidas están diferenciadas en primarias, que permiten disminuir la formación 
de los contaminantes, y las medidas secundarias o de fin de tubo. Para el caso del CO2, se exponen las estrategias para evitar 
la formación de este gas de efecto invernadero, orientadas hacia la sustitución de combustibles y materias primas, así como las 
tecnologías en desarrollo para la captura de CO2. 
Palabras clave: hornos cementeros, efecto invernadero, control de contaminantes, NOX, SO2, CO2. 
 
ABSTRACT 
A brief description of SOX, NOX and CO2 formation is presented, these being the main pollutants emitted in the cement industry 
gas stream Several technologies for reducing NOX, SOX and CO2 emissions in long wet kilns are introduced: primary measures 
preventing contaminant formation and secondary/tube end emission reduction measures. Strategies for preventing CO2 (green-
house effect gas) formation are also addressed, such as fuel and raw material substitution and CO2 capture technologies which 
are still being developed. 
Keywords: cement kiln, greenhouse effect, pollution control, NOX, SO2, CO2. 
 
Recibido: agosto 28 de 2008 
Aceptado: noviembre 4 de 2008 
 
1 Ingeniero químico. Estudiante de doctorado, en ingeniería, Universidad de Antioquia, Colombia. emiliohb@udea.edu.co 
2 Ingeniera química, Universidad de Antioquia, Colombia. monik192@hotmail.com 
3 Ingeniero químico. Profesional de procesos, Cementos Argos S.A., Colombia. aortiz@argos.com.co 
4 Ph.D., en Ingeniería Química. Profesora, Universidad de Antioquia, Colombia. Directora, grupo Catálisis Ambiental. cmontes@udea.edu.co 
 
Introducción 
En el año 2007 la producción de cemento en las principales em-
presas de Colombia: Cementos Argos S.A., Holcim y Cemex, fue 
de 7.716.093 toneladas métricas, y de clínker 11.067.760 tone-
ladas métricas (ICPC, 2008). Este nivel de producción se alcanza 
mediante procesos húmedos y secos. Los procesos húmedos im-
plican mayor consumo de combustible (principalmente carbón) 
para evaporar la gran cantidad de agua en la materia prima que se 
alimenta al horno de clinkerización (aproximadamente 35% de 
humedad); esto hace que sean menos eficientes que los procesos 
secos, en los cuales la materia prima alimentada al horno de clín-
ker está prácticamente libre de humedad. La transformación de 
una planta de proceso húmedo a proceso seco demanda una gran 
inversión pero reduce el consumo de energía en aproximadamen-
te 50% y las emisiones de NOX y SO2 en 58% y 91%, respectiva-
mente, según la experiencia de la planta Cementos Boyacá 
(CNPMLYTA, 2002). 
Aplicando factores de emisión (U.S. EPA, 1994; Marlowe, 2003) a 
la producción del año 2007, el sector cementero colombiano e-
mitió a la atmósfera 33.951, 28.695 y 7.253.127 toneladas de 
NOX, SO2, y CO2, respectivamente. Estas sustancias son precurso-
ras del smog fotoquímico, la lluvia ácida y el calentamiento global, 
máxime si se considera que las emisiones de CO2 de la industria 
cementera representan el 7% de las emisiones antropogénicas de 
CO2 (BGS, 2004). Además del interés mundial por reducir las e-
misiones de CO2 y el impacto generado por los NOX y SO2, es in-
teresante para la industria cementera nacional reducir las emisio-
nes de los contaminantes regulados en la reciente resolución de 
fuentes fijas (MAVDT, 2008), especialmente en las plantas que o-
peran con procesos húmedos. El objetivo principal del artículo es 
determinar cuáles alternativas de control son más apropiadas para 
reducir la contaminación en plantas cementeras. Entre las alterna-
tivas consideradas para NOX, SO2 y CO2 están: tecnologías catalíti-
cas, tecnologías oxidativas, adición de absorbentes, lavadores hú-
medos, fuentes de energías renovables, sustitución de materias 
primas, captura de CO2, entre otras. 
Fuentes de NOX 
Más del 95% de las emisiones de NOX en hornos cementeros co-
rresponden a óxido nítrico (IPPC, 2001). Estas emisiones son ma-
yores para los hornos largos húmedos que para los hornos secos 
con precalcinador o precalentador (McQueen, 1993; Sanders et 
al., 2000; U.S. EPA, 1999). Los dos principales mecanismos de for-
mación son: el NOX térmico que resulta de la fijación térmica del 
nitrógeno (N2) del aire de combustión y depende de la concentra-
ción de oxígeno y nitrógeno, tipo de quema del combustible, rela-
ción entre el aire primario y secundario, tipo de combustible (Flo-
rida Rock Industries, 2004; Sanders et al., 2000), forma de la lla-
ma, la temperatura máxima en la zona de combustión y tiempo de 
residencia de los gases a alta temperatura. El NOX del combustible 
TECNOLOGÍAS PARA LA REDUCCIÓN DE EMISIONES DE GASES CONTAMINANTES EN PLANTAS CEMENTERAS 
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resulta de la oxidación de compuestos nitrogenados en el combus-
tible (Greer, 1988; EGR Inc., 2006). También los compuestos 
nitrogenados orgánicos e inorgánicos en la materia prima pueden 
incrementar las emisiones de NOX. 
En la zona de combustión de un horno cementero húmedo largo, 
la temperatura es mayor de 1.500 °C. Por encima de esta tempe-
ratura, el mecanismo de formación de NOX es básicamente tér-
mico y se describe por las siguientes ecuaciones (EGR Inc., 2006; 
Sanders et al., 2000). 
( ) ( )1/7650010*2 142 RTEXPkNNOON f −=+↔+ 
( ) ( )2/630010*3.6 92 RTEXPkONOON f −=+↔+ 
El nitrógeno del combustible o de la materia prima predomina en 
las zonas de quema secundaria para los casos de los hornos con 
precalcinador y precalentador, dado que en estos modelos se da 
una combustión secundaria a temperaturas inferiores a 1.200 °C 
(Sanders et al., 2000). 
Medidas para la reducción de emisiones de 
NOX 
Las medidas para reducir las emisiones de NOX pueden ser prima-
rias o secundarias. Las medidas primarias se enfocan en incremen-
tar la eficiencia térmica (UNEP, 2003) o minimizar las variables 
que afectan la formación de NOX, tales como: optimización del 
proceso de combustión, bajo contenido de álcalis en la materia 
prima, uso de combustibles de bajo nitrógeno, operación estable 
en el horno, aire de combustión por etapas, recirculación de los 
gases de combustión, quemadores de bajo NOX, adición de polvos 
del precipitador (o agua) en la llama, y la quema de combustibles 
secundarios en medio del horno (Sanders et al., 2000; ERG Inc., 
2006). Esta última medida se basa en producir gran parte de la e-
nergía del lado de la alimentación del horno justamente en el pun-
to donde se requiere, evitando quemar más del combustible nece-
sario en la cámara de combustión del horno. 
Por otra parte, el objetivo de las medidas secundarias o de fin de 
tubo es transformar las emisiones de NOX en sustancias inocuas 
para el ambiente. Las principales medidas secundarias para remo-
ver los NOX son: 
⇒ Reducción catalítica selectiva (RCS). 
Esta técnica de control usa amoníaco y un catalizador de vanadia 
soportado en titania (De Nevers, 1998) para reducir selectivamen-
te los NOX a N2. La RCS ha sido exitosa en varias industrias en 
configuraciones de bajo y alto polvo (Sobolewski, Hartenstein et 
al., 2006; Ademe y MEDD, 2002), pero en la industria cementera 
no ha tenido éxito como lo demuestra el caso de Solnhofen en 
Alemania (Bolwerk, Ebertsch et al., 2006) y pruebasen planta pi-
loto (Sanders et al., 2000). Entre los problemas afrontados por esta 
medida de control en las plantas cementeras están el ensucia-
miento del catalizador y la pérdida de actividad (Bolwerk, Ebertsch 
et al., 2006; Schreiber y Russell, 2006), además de requerir tem-
peraturas relativamente altas (300 a 450 °C). Las reacciones que se 
presentan en el sistema en la RCS son: 
)3(6444 2223 OHNONONH +→++ 
)4(6324 22223 OHNONONH +→++ 
 
 
⇒ Reducción selectiva no catalítica (RSNC) 
Esta técnica de control alcanza la reducción de NOX por medio de 
la adición de amoníaco o urea en la ventana de temperaturas ade-
cuada (870 – 1.090 °C) sin usar catalizador. La implementación de 
esta medida implica un control estricto de la temperatura. Si la 
temperatura es inadecuadamente baja se presenta escape de 
amoníaco, y si la temperatura es mayor de 1090°C se presenta la 
oxidación del amoníaco (Sanders et al., 2000; Hagström, 2000; 
Lin y Knenlein, 2000). Las aplicaciones conocidas (18 hornos en 
Europa y 9 en Norteamérica) indican que la reducción de NOX de-
pende de la relación NH3/NO2 y las eficiencias pueden llegar a 
estar entre 10 y 85% (IPPC, 2001). Una variante para este proceso 
es el proceso BSI (por las siglas en inglés de Bio-solids Injection. 
⇒ Tecnologías de oxidación para el control de NOX 
Las tecnologías de oxidación son útiles para trasformar NO en 
NO2, que se absorbe fácilmente en diversas sustancias (Greer, 
2003; ERG Inc., 2006), inclusive en el mismo medio donde se da 
la absorción del SO2, medio en el cual la concentración de iones 
sufito (SO32-) y el pH favorecen la velocidad de absorción de NO2 
(Shen y Rochelle, 1998). 
Algunos sistemas de oxidación usan ozono (Suchak, Nadkarni et 
al., 2007) sin que cause problemas en la absorción de SO2. La a-
plicabilidad de esta tecnología se limita a corrientes gaseosas con 
temperaturas entre 65 y 121°C, y las reducciones alcanzables son 
del orden de 90 a 95%, pero no se ha implementado en plantas 
cementeras (ERG Inc., 2006). Otro reactivo usado en la oxidación 
es peróxido de hidrógeno (Cooper, Clausen et al., 2004; Mok y 
Lee 2006), y el NO2 se convierten en ácido nítrico. Este ácido se 
puede neutralizar con la adición de hidróxido de potasio de a-
cuerdo al proceso de Ozawa (ERG Inc., 2006). En otros procesos 
se usa amoníaco como absorbente luego de la etapa de oxidación 
(Duncan, McLarnon et al., 2005; Alix, Duncan et al., 2006; 
Duncan, McLarnon et ál, 2006.), e incluso proponen el uso de 
piedra caliza para regenerar el absorbente (Alix, Duncan et al., 
2006). También se tienen resultados de reducción de emisiones 
de NOX y SO2 cuando se trata la corriente de gases con acetato de 
sodio (ERG Inc., 2006). Aunque este tipo de procesos húmedos 
puede reducir las emisiones de NOX existe el problema de que se 
aumenta la cantidad de nitrógeno en el agua. El método más de-
seable para remover los NOX es la reducción a nitrógeno usando 
agentes reductores como sulfito o sulfuro de sodio. No obstante, 
es necesario primero oxidar el NO a NO2 (Mok y Lee, 2006). 
Emisiones de SO2 
Las emisiones de SOX en hornos cementeros corresponden en un 
99% a SO2 (Somary y Viet, 1999), generadas por la combustión de 
sulfuros volátiles (sulfuros de origen orgánico y pirita) en la materia 
prima a temperaturas entre 370 y 420 °C dentro del horno, donde 
la cantidad de óxido de calcio no es suficiente para absorber el 
SO2 generado. Cuando se usan materias primas con poco o sin 
ningún contenido de sulfuros volátiles, las emisiones de SO2 pue-
den ser tan bajas como 10 mg / Sm3. Entre los hornos húmedos y 
secos de tipo precalcinador y precalentador, las mayores emisio-
nes corresponden a los hornos húmedos (Cembureau, 1999; IPPC, 
2001). 
Técnicas de reducción de emisiones de SO2 
Como la fuente principal de las emisiones de SO2 es la materia pri-
ma, la media primaria ideal es trabajar con materia prima de bajo 
contenido de azufre (Cembureau, 1999). Al reducir la volatiliza-
HOYOS, JIMÉNEZ, ORTIZ, MONTES DE CORREA 
 
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ción del azufre y mantener una atmósfera oxidante se reducen las 
emisiones de SO2. Sin embargo, hay que señalar que una atmós-
fera oxidante incrementa las emisiones de NOX. Para reducir emi-
siones de SO2 en la industria cementera es común encontrar me-
didas secundarias como la adición de cal apagada, en la que se a-
plica una cantidad de cal apagada entre el horno y el precalcina-
dor (o precalentador) de acuerdo a la relación Ca(OH)2: SO2 3:1 ó 
6:1, lográndose eficiencias de remoción de SO2 entre 80 y 90% 
(Berkenpas, Frey et al., 1999). El producto es el CaSO4 que se in-
corpora al clínker. Con esta medida se pueden reducir emisiones 
hasta 400 mg/Nm3 si la concentración de SO2 en los gases no ex-
cede 1.200 mg/Nm3 (Cembureau, 1999), pero su aplicación en un 
horno largo húmedo no es tan eficiente. Otra medida es la absor-
ción en lecho fluidizado circulante (IPPC, 2001), en la que se usa 
Ca(OH)2 / material crudo adicionado en una columna venturi don-
de se mezcla con los gases. Las emisiones se pueden reducir hasta 
500 ó 400 mg/Nm3 cuando la concentración de SO2 es alrededor 
de 3.000 mg/Nm3 y se puede aplicar en hornos cementeros hú-
medos (CEMBUREAU, 1999). Para garantizar una remoción per-
manente de SO2 y superior al 90% es preferible implementar la-
vadores húmedos (U.S. EPA, 2003). Estos pueden ser de piedra ca-
liza y de cal – magnesio, entre otros. Estos a su vez pueden ser de 
oxidación natural, forzada e inducida. Los lavadores de cal y pie-
dra caliza usan lodos de cal y piedra caliza, respectivamente. Los 
gases que salen del horno pasan primero por un enfriador gas/agua 
antes de entrar al lavador de gases a una temperatura de 115 °C. 
En el lavador, el SO2 se absorbe en un lodo cargado con los sólidos 
y reacciona con la piedra caliza CaCO3 para producir CO2 (g) y 
CaSO3 que posteriormente se oxida, los gases limpios salen libres 
de SO2 a una temperatura de 70 °C. Las reacciones (Kohl y Niel-
sen, 1997) son complejas y se pueden representar por la reacción 
(5). 
)5()(3 42
1
322
2 CaSOCaSOgCOCaCOSO
O
⎯⎯→⎯+↑→+ 
Los lavadores de cal–magnesio usan un lodo preparado a partir de 
cal con un contenido de magnesio entre 3 y 8%. El sistema cal-
magnesio presenta la ventaja de operaciones más eficientes a me-
nores relaciones líquido a gas (L/G) de 2,52E-3 m3/s / 471,95E-3 
m3/s (40 gpm/1.000 pies cúbico por minuto a condiciones actua-
les, acfm), menor que los lavadores de piedra caliza (Berkempas, 
Frey et al., 1999). Algunas modificaciones del proceso con piedra 
caliza comprenden la sustitución de la piedra caliza por polvos del 
precipitador electrostático (DOE, 1989; DOE, 1989; Morrison, 
1987; DOE, 2001) o CKD. Otra de las medidas que se ha imple-
mentado pero con menos éxito es la adsorción en carbón activa-
do. En este sistema los gases de escape del horno libres de mate-
rial particulado pasan a través del lecho de carbón activado, don-
de el SO2 se absorbe y los gases limpios se liberan a la atmósfera. 
El carbón retirado se alimenta al quemador del horno como com-
bustible y parte del SO2 absorbido se incorpora al clínker. La re-
ducción esperada es menor que la de los lavadores húmedos y el 
requerimiento de carbón es de 4,5 Kg por tonelada de clínker 
(Cembureau, 1999). Por último, otra de las medidas de control es 
la oxidación de SO2 sobre catalizadores de vanadia para producir 
acido sulfúrico (Jorgersen et al. 2007; Paun et al. 2004; Álvarez, 
1998). 
Tecnologias para el control de CO2 
Entre las alternativas para evitar o reducir las emisiones de CO2 se 
encuentran: la sustitución del carbón por fuentes renovables de e-
nergía, mejoras en la eficiencia energética en la combustión de 
combustible fósil (Manias, 2005), reemplazo de la materia prima 
por materiales de desechoricos en CaO y uso de materiales com-
bustible de desecho (BGS, 2004), entre otros. La sustitución parcial 
o total de la materia prima del cemento por diferentes tipos de mi-
nerales naturales, desechos y subproductos industriales ha dado 
lugar a los cementos compuestos y a los nuevos cerámicos quí-
micamente enlazados o CBC (por las siglas en inglés Chemically 
Bonded Ceramics). Estos últimos son cementos producidos por 
activación alcalina (geopolímeros) que presentan elevado desem-
peño mecánico y durabilidad que podrían reemplazar el cemento 
Portland (Gutiérrez, Bernal et al., 2006). Entre las alternativas para 
remover el CO2 de los efluentes gaseosos están: absorción quími-
ca, absorción física, adsorción física, membranas de separación, 
destilación criogénica (Manias, 2005; Biede y Knudesn, 2006), 
fijación biológica y la combustión O2/CO2 (Dragos, Nada et ál, 
1996), en los que se logra una alta concentración de CO2, facili-
tándose su captura. 
En la absorción química el CO2 reacciona con un solvente (tradi-
cionalmente, monoetanolamina, MEA) (Yeh y Bai, 1999; Biede y 
Knudesn, 2006) para formar un intermedio, luego se calienta la 
solución para regenerar el solvente. Los altos costos del proceso 
con MEA (US.$150 / t de CO2) (DOE, 2007) han originado estu-
dios para desarrollar nuevos absorbentes (Davison, Freund et al., 
2001; Dang y Rochelle, 2003; Cullinane y Rochelle, 2004; 
Brouwer, Feron et al., 2006; Rite, 2006; Doe, 2007) y mejorar la 
etapa de absorción (Fisher, Beitler et al., 2005). Esta medida ha si-
do implementada para almacenar geológicamente el CO2, pero 
esto no es posible en muchas plantas cementeras. Además, la MEA 
se degrada en presencia de oxígeno (Biede y Knudesn, 2006; Goff 
y Rochelle, 2005). Un reactivo sustituto para MEA es el amoníaco 
(NH3), cuya capacidad de absorción de CO2 es aproximadamente 
2,4 veces mayor (Yeh y Bai, 1999). El producto mayoritario es el 
bicarbonato de amonio (Meng, Burris et al., 2005), que tiene 
propiedades de fertilizante y facilita la fijación de CO2 por las 
plantas (Yeh y Bai, 1999; Lee y Li, 2003; Lee y Li, 2002; Diao, 
Zheng et al., 2004; Yeh, Resnik et al., 2005). Ondrey (2008) 
reportó un sistema similar a la absorción con amoniaco, pero u-
sando sales de amonio. Este sistema aunque evita el escape de a-
moniaco aún no se ha comercializado. En la absorción física el 
CO2 se absorbe en un solvente de acuerdo a la ley de Henry 
(Keskes, Adjiman et al., 2006), la desventaja es que el solvente no 
es selectivo. La adsorción física en cambio, emplea los sitios acti-
vos de un sólido para remover los contaminantes (Takamura, 
Narita et al., 2001; Katoh, Yoshikawa et al., 2000). La destilación 
criogénica, por su parte, requiere concentraciones de CO2 son 
muy altas (Liu y Okazaki, 2003) y las membranas bien como con-
tacto o como unidad de separación (Cembureau, 1998; Gartner, 
2004) se encuentran en la etapa de desarrollo. 
Discusión y conclusiones 
El control de las emisiones de NOX en plantas cementeras es com-
plejo en las plantas de proceso húmedo. En ellas, el mecanismo de 
formación predominante es el NOX térmico. Debido a los altos 
costos de inversión y operación, y problemas sin resolver con me-
didas secundarias como la RCS y la RSNC, las alternativas que se 
han recomendado mayormente son las medidas primarias. Entre 
las medidas clasificadas como primarias, la quema de combustibles 
alternativos en medio del horno es una medida de control aplica-
ble y pertinente para nuestro medio. Su aplicación en hornos de 
procesos húmedos muestra reducciones promedio de 40%. Las 
técnicas oxidativas son atractivas porque permitirían la remoción 
simultánea de SO2 y NOX. No obstante, se requiere la oxidación 
de NO a NO2, y hasta donde se ha podido investigar, esta tecnolo-
gía no se ha aplicado en cementeras. 
TECNOLOGÍAS PARA LA REDUCCIÓN DE EMISIONES DE GASES CONTAMINANTES EN PLANTAS CEMENTERAS 
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Las medidas primarias para el control de la formación de SO2, co-
mo el empleo de combustibles y materia prima de bajo azufre, no 
siempre es posible. La optimización del proceso de combustión es 
compleja porque al reducir los SO2 aumentando el exceso de o-
xígeno se incrementan las emisiones de NOX. Las medidas secun-
darias para el control de las emisiones de SO2 son numerosas pero 
en la industria cementera se han aplicado con éxito: la adición de 
cal apagada, la absorción en lecho fluidizado, lavadores húmedos 
y adsorción en carbón activado; entre estas medidas, la adición de 
cal es aplicable sólo para los hornos cementeros secos de tipo pre-
calcinador o precalentador porque en estos hornos se logra el 
tiempo de residencia y contacto necesario para la reacción del só-
lido con el SO2, mientras que en los hornos húmedos se desper-
diciaría el reactivo sin lograr la reducción necesaria. La absorción 
en lecho fluidizado circulante es atractiva pero las reducciones re-
portadas son del orden de 83 a 85%, máximo 90%. Considerando 
que la legislación actual demandaría una reducción de emisiones 
entre 80 y 90%, esta medida de control no es la más adecuada, a-
demás podría ocasionar fugas de material particulado en el absor-
bedor. De las dos medidas restantes, la adsorción en carbón acti-
vado no es viable por los altos costos, mientras que los lavadores 
húmedos son los más adecuados por la obtención de productos de 
interés (yeso) y eficiencias de remoción mayores al 95%. Por otra 
parte, si se hace con CKD se puede mejorar la estabilidad del hor-
no en caso de que la operación actual sea con recirculación o el 
coprocesamiento de un desecho en caso de que el CKD se esté 
disponiendo en algún relleno. En cuanto a las emisiones de CO2, 
la solución del problema a bajo costo sigue sin resolver. Sin em-
bargo, el lavador de gases con amoníaco tendría ventajas frente a 
otros métodos porque se obtendría un producto con potencial a-
plicación como fertilizante. 
Agradecimientos 
Los autores agradecen al Servicio Nacional de Aprendizaje SENA, 
a la empresa Cementos Argos S.A., y a la Universidad de Antio-
quia, por la financiación del proyecto SENAUDEA07-1-01. 
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