Informe Aguas Acidas en Mineria Original

(1)

2013

E.A

.P

. ING

ENIERÍA

DE MI

NAS

QUIMICA II

24/06/2013

UNIVERSIDAD NACIONAL DE

AGUAS ÁCIDAS EN

(2)

(3)

UNIVERSIDAD NACIONAL DE

CAJAMARCA

E.A.P

E.A.P. INGENI. INGENIERIA DE ERIA DE MINASMINAS

“AGUAS ÁCIDAS EN MINERÍA”

INTEGRANTES DEL EQUIPO DE TRABAJO: INTEGRANTES DEL EQUIPO DE TRABAJO:

BAUTISTA CHUQUIRUNA

BAUTISTA CHUQUIRUNA, EVEL, EVELYNYN CABRERA BOÑON, RUTH CABRERA BOÑON, RUTH

LOPEZ ZAMORA, JHOE LOPEZ ZAMORA, JHOE SALDAÑA GALLARDO, DANNY SALDAÑA GALLARDO, DANNY

UGAZ CASTAÑEDA, CESAR UGAZ CASTAÑEDA, CESAR

ÍNDICE

CARATULA CARATULA

(4)

CONTRACARÁTULA CONTRACARÁTULA ÍNDICE ÍNDICE RESUMEN EJECUTIVO RESUMEN EJECUTIVO 1. 1. INTRODUCCIÓNINTRODUCCIÓN 1.1. 1.1. INTRODUCCIÒNINTRODUCCIÒN 1.2. 1.2. OBJETIVOSOBJETIVOS 2.

2. CAPITULO I: AGUAS ACIDAS DE MINERÍACAPITULO I: AGUAS ACIDAS DE MINERÍA

2.1.

2.1. DEFINICIÓNDEFINICIÓN

2.2.

2.2. GENERACIÓNGENERACIÓN

2.3.

2.3. DRENAJES DE AGUAS ÁCIDAS DE MINERIADRENAJES DE AGUAS ÁCIDAS DE MINERIA 2.3.1.

2.3.1. ProblemáticaProblemática 2.3.2.

2.3.2. Tipos de dr Tipos de drenajesenajes 2.3.3.

2.3.3. Calidad de aguas de drenajeCalidad de aguas de drenaje

2.3.3.1.

2.3.3.1. Aguas extremadamente afectadas por la oxidaciónAguas extremadamente afectadas por la oxidación de los

de los

sulfuros y escasamente neutralizadas. sulfuros y escasamente neutralizadas.

2.3.3.2.

2.3.3.2. Aguas muy afectadas por la Aguas muy afectadas por la oxidación de sulfuros,oxidación de sulfuros, moderadamente neutralizadas

(5)

2.3.3.3. Aguas moderadamente afectadas por la oxidación de

sulfuros:

2.3.3.3.1.No neutralizadas

2.3.3.3.2.Neutralizadas

2.3.4. TRATAMIENTO PASIVO DE DRENAJES

3. CAPITULO II: TRATAMIENTO DE AGUAS ACIDAS

3.1. GESTIÓN PREVENTIVA DE AGUAS ACIDAS

3.2. TRATAMIENTO INSITU

3.3. ALMACENAMIENTO EN HUECOS MINEROS DE SUPERFICIE

3.4. ELIMINACIÓN POR EVAPORACIÓN

3.5. PROGRAMA DE VIGILANCIA Y CONTROL

4. CAPITULO III: TÉCNICAS DE REMEDIACIÓN DE AGUAS ACIDAS

4.1. NEUTRALIZACIÓN

4.1.1. Neutralización con leche de cal.

4.1.2. Procesos típicos de neutralización.

(6)

4.1.4. Control automático de neutralización.

4.2. LA CAL

4.2.1. Usos específicos

4.2.1.1. La cal en la ecología

5. CAPITULO IV: CARACTERIZACIÓN

5.1. RESUMEN EJECUTIVO

5.2. INTRODUCCIÓN

5.2.1. Antecedentes

5.2.2. Objetivos

5.3. GEOLOGÍA ECONÓMICA

5.4. MÉTODO DE SELECCIÓN DE MUESTRAS

5.5. PROGRAMA DE ENSYOS DE LABORATORIO

5.5.1. Potencial generador de acido

5.5.1.1. En pasta

5.5.1.2. PH en pasta

5.5.1.3. Sulfuro total

5.5.1.4. Azufre como sulfuro

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5.5.1.6. Azufre insoluble

5.5.1.7. Análisis de difracción por rayos X

5.5.2. Potencial de neutralización de ácido

5.5.3. Lixiviación

5.6. RESULTADOS

5.6.1. Pruebas estáticas balance acido base

5.6.2. Lixiviación

5.7. INTERPRETACIÓN

5.7.1. Potencial para generación de ácido y drenaje ácido

5.7.2. Estudio previo de potencial DAR

5.7.3. Potencial de generación de ácido relacionado con la zona hipógino y los tipos de alteración de rocas

5.8. CONCLUSIONES

CONCLUSIONES BIBLIOGRAFÍA

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RESUMEN EJECUTIVO

La presencia de aguas ácidas de mina en las numerosas explotaciones mineras desde épocas remotas, ha provocado la contaminación de aguas y sedimentos fluviales. Por su naturaleza, magnitud y sus elevados costes económicos de remediación, este hecho presenta una difícil solución.

La industria de explotación minera es una actividad más problemática, la extracción minera y su proceso son fuente de muchos contaminantes que están dispuestos en el ambiente. La exposición de los minerales sulfurosos al aire y agua, asociados a procesos microbianos y oxidación produce drenaje ácido de mina, caracterizado por su alta acidez y alta cantidad de metales pesados disueltos.

Es por esto que en el presente trabajo monográfico, estudiaremos el impacto de la minería sobre el medio ambiente, en especial sobre el agua; así también conoceremos el comportamiento de las aguas ácidas en una minería a tajo abierto y subterráneo; así como el tratamiento de las mismas y las técnicas de remediación de dichas aguas.

(9)

1.

INTRODUCCIÓN

1.1. INTRODUCCIÓN

Las aguas ácidas son aguas que se producen como resultado de la oxidación química y biológica de sulfuros metálicos, especialmente pirita o pirrotita, que se pueden encontrar presentes o formando parte de botaderos, relaves, basuras municipales, etc. La oxidación se produce cuando las rocas conteniendo sulfuros son expuestas al aire y al agua. Los drenajes ácidos de minas subterráneas y a cielo abierto son una de las principales fuentes de contaminación de las aguas superficiales y subterráneas por consiguiente del medio ambiente. Este fenómeno puede permanecer por mucho tiempo si no se toman medidas adecuadas como el tratamiento pasivo y activo, cuyo fundamento son los procesos físico, químico y biológico que tiene lugar en los fangos naturales, en las que la reducción bacteriana de los sulfatos y la oxidación e hidrólisis catalizada por bacterias son las actividades más importantes. Esta tecnología se investigó, estudió e implementó en los Estados Unidos, cuyos resultados han sido muy satisfactorios en lo que se refieren a la disminución de los metales disueltos, el aumento del pH y la disminución de sulfatos. En el Perú se viene implementando como parte del Programa de Adecuación y Manejo Ambiental (PAMA) cuyo procedimiento tiene dos fases: De laboratorio y la

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implementación en el terreno. Los resultados han sido satisfactorios en la Mitigación del Drenaje Ácido de Mina (DAM).

1.2. OBJETIVOS:

1.2.1. Objetivo General

Conocer y relacionarnos con el tema de Aguas Acidas en Minería, ya que nos ayudará para poder desempeñarnos de la mejor manera tanto en cursos que llevaremos más adelante relacionados al tema como en un futuro cuando estemos en el campo de trabajo.

1.2.2. Objetivos Específicos

1.2.2.1. Conocer los agentes que actúan en la formación de las aguas ácidas.

1.2.2.2. Conocer las consecuencias que tienen las aguas ácidas en minería.

1.2.2.3. Verificar y aprender sobre el tratamiento de aguas acidas en minería.

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1.2.2.4. Conocer las técnicas de remediación de aguas acidas en minería.

1.

CAPITULO I: AGUAS ACIDAS DE

MINERÍA

1.1. DEFINICIÓN

Son aguas que se producen como resultado de la oxidación química y biológica de sulfuros metálicos, especialmente pirita o pirrotita, que se pueden encontrar presentes o formando parte de botaderos, relaves, basuras municipales, etc.

La oxidación se produce cuando las rocas conteniendo sulfuros son expuestas al aire y al agua.

Los drenajes ácidos de minas subterráneas y a cielo abierto son una de las principales fuentes de contaminación de las aguas superficiales y subterráneas por consiguiente del medio ambiente.

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Este fenómeno puede permanecer por mucho tiempo si no se toman medidas adecuadas como el tratamiento pasivo y activo, cuyo fundamento son los procesos físico, químico y biológico que tiene lugar en los fangos naturales, en las que la reducción bacteriana de los sulfatos y la oxidación e hidrólisis catalizada por bacterias son las actividades más importantes..

Esta tecnología se investigó, estudió e implementó en los Estados Unidos, cuyos resultados han sido muy satisfactorios en lo que se refieren a la disminución de los metales disueltos, el aumento del pH y la disminución de sulfatos.

En el Perú se viene implementando como parte del Programa de Adecuación y Manejo Ambiental (PAMA) cuyo procedimiento tiene dos fases: De laboratorio y la implementación en el terreno. Los resultados han sido satisfactorios en la Mitigación del Drenaje Ácido de Mina (DAM).

1.2. GENERACIÓN

Nordstrom y Alpers (1999) describen el proceso de oxidación de la pirita como el principal responsable de la formación de aguas ácidas; esta oxidación se ve favorecida en áreas mineras debido a la facilidad con la que el aire entra en contacto con los sulfuros –a través de las labores mineras de acceso y por los poros existentes en las pilas de estériles y residuos- así como al incremento de la superficie de contacto de las partículas. Dichos autores consideran que los factores que más afectan a la generación ácida son el volumen, la concentración, el tamaño de grano y la distribución espacial de la pirita. Las reacciones que intervienen en la oxidación de la pirita pueden ser representadas por las siguientes cuatro ecuaciones

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(Skousen et al., 1998; Nordstron y Alpers, 1999; Mills, 1999; USEPA, 1996 y 2000; entre otros).

FeS2 (s) + 7/2 O2 (g) + H2O → Fe2+ + 2 SO4 2- + 2 H+ (1)

Fe2+ + 1/4 O2 (g) + H+ → Fe3+ + 1/2 H2O (2) Fe3+ + 3 H2O → Fe (OH)3 (s) + 3 H+ (3)

FeS2 + 14 Fe3+ + 8 H2O → 15 Fe2+ + 2 SO4 2- + 16 H+ (4)

En la reacción de oxidación de la pirita (1) se produce Fe2+, SO4 2- e H+. Esta reacción provoca un incremento en el total de sólidos disueltos y un aumento de la acidez, que irá asociado a una disminución del pH. Si el ambiente circundante es lo suficientemente oxidante, entonces muchos iones ferrosos se oxidarán a iones férricos (etapa 2). Por lo general, por encima de un pH alrededor de 3,5, el ion férrico formado precipita mediante hidrólisis como hidróxido (3), disminuyendo por tanto el Fe3+ en solución, mientras que el pH baja simultáneamente. Por último, algunos cationes férricos (Fe3+) que se mantienen en solución, pueden seguir oxidando adicionalmente a la pirita y formar Fe2+, SO4

2- y H+ (4).

Cinéticamente, la oxidación del Fe2+ a Fe3+ es la reacción más lenta a pH ácido. A pH por encima de 4 la velocidad de la reacción aumenta drásticamente, casi todo el Fe está en forma de Fe3+ y precipita como hidróxido (3). A pH por debajo de 4, sin embargo, la mayoría del Fe en solución es Fe2+, aunque la acción bacteriana (Thiobacillus ferroxidans) consigue acelerar el proceso y que progresivamente el Fe2+ pase a Fe3+. Parte del

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Fe3+ se emplea en oxidar más pirita (4) y parte precipita como hidroxisultatos (schwerimannita a pH entre 3 y 3,5; y jarosita a pH inferior a 3).

La geoquímica de las aguas ácidas de mina es un fenómeno complejo al haber diversos procesos físicos, químicos y biológicos jugando un papel importante en la producción, liberación, movilidad y atenuación de los contaminantes. En el trabajo de Nordstrom y Alpers (1999) se presenta una relación exhaustiva de procesos específicos que se han estudiado, y se ha comprobado que contribuyen en su conjunto en la geoquímica de las aguas ácidas de mina. Estos procesos son los siguientes:

 La oxidación de la pirita.

 La oxidación de otros sulfuros.

 La oxidación e hidrólisis del hierro disuelto y otros metales.  La capacidad neutralizadora de la ganga mineral y roca

encajante.

 La capacidad neutralizadora de las aguas bicarbonatadas.  La disponibilidad de oxígeno.

 La disponibilidad de agua líquida o en forma de vapor.

 La localización y forma de zonas permeables en relación

con las vías de flujo.

 Las variaciones climáticas (diarias, estacionales o episodios

de tormentas).

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 El calentamiento por conducción y radiación del calor

generado en diversas reacciones exotérmicas (oxidación de la pirita, disolución de sales solubles y la dilución de un ácido concentrado).

 La temperatura.

 La acción de catálisis de las bacterias.  La adsorción microbiana de metales.

 La precipitación y disolución de minerales durante el

transporte.

 Adsorción y desorción de metales durante el transporte.  Fotoreducción del hierro.

 La formación de complejos orgánicos.

 Los procesos microambientales sobre superficies o entorno

a organismos.

Diseño, construcción y evaluación de un sistema en columna a escala de laboratorio para tratar aguas ácidas de mina.

La importancia que tiene el problema de la formación de aguas ácidas ha llevado a desarrollar y establecer una serie de ensayos capaces de determinar el potencial generador de acidez de los residuos mineros. La USEPA (1994) en un documento técnico sobre predicción de drenajes ácidos de mina hace un análisis de cada uno de los tipos de ensayos empleados en la predicción del potencial generador de ácido: estáticos, cinéticos y modelos matemáticos. Los ensayos estáticos predicen la calidad de los drenajes mediante la comparación entre la capacidad de neutralización y el potencial de generación ácida. Los ensayos cinéticos se basan en reproducir en el laboratorio los procesos y

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las condiciones de los lugares de mina que pueden generar acidez, dando información sobre el rango de producción ácida; estos ensayos conducen a confirmar los resultados de los ensayos estáticos, los cuales requieren de mayor tiempo y son más costosos que éstos. Por último, la modelización matemática permite predecir la calidad de las aguas y la generación ácida de los drenajes, mediante la simulación para largos períodos de tiempo de todas las variables y condiciones que afectan a la formación de aguas ácidas.

1.3. DRENAJES DE AGUAS ÁCIDAS DE MINERIA

1.3.1. PROBLEMÁTICA

Muchos autores describen como aguas ácidas de mina a los drenajes con un pH comprendido entre 2 y 4, y altos contenidos de metales disueltos. En relación a estos drenajes ácidos existen informes sobre la mortandad de peces y crustáceos de ríos, afecciones al ganado, y destrucción de cultivos y riberas; siempre asociado a una coloración ocre-amarillenta de los lechos de ríos y lagos afectados, y un incremento de la turbiedad de las aguas. La contaminación que producen los drenajes ácidos de mina ha sido profusamente descrita por numerosos investigadores (Nordstron y Alpers, 1999; Morin y Hutt, 2001; Mills, 1995).

El alcance y la magnitud de estos fenómenos también han sido objeto de atención por parte de diversos organismos y autores. En 1985 la USEPA (United States Environmental Protection Agency) estimó que en Estados Unidos existían cerca de 5x1010 toneladas de residuos mineros con altos contenidos de metales

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pesados con riesgo de producir drenajes ácidos, y que cada año se venían generando más de 109 toneladas de estériles de mina y residuos de plantas de beneficio que deberían ser tratados para que no generen aguas ácidas.

De igual forma, en 1994, la USEPA en el Documento Técnico Acid

Mine Drainage

Prediction, incluye información del U.S. Forest Service (1993) en donde se estimaba que en el Oeste de Estados Unidos existían entre 20.000 y 50.000 minas que estaban generando drenajes ácidos que afectaban y contaminaban de 8.000 a 16.000 km de riberas de ríos con metales como cadmio, cobre, plata, cinc y arsénico. Este documento también hace referencia a Diseño, construcción y evaluación de un sistema en columna a escala de laboratorio para tratar aguas ácidas de mina, un informe de Kim et al. (1982) donde se describe que en el Este de los Estados Unidos existen más de 7.000 km de cursos de aguas superficiales afectados por drenajes ácidos de minas de carbón, cuyo tratamiento es muy costoso y de gran dificultad.

En la última International Conference on Acid Rock Drainage (ICARD 2000), el U.S. Department of the Interior informó que en su Programa de Clausura de Minas tienen localizadas más de 100.000 zonas mineras en estado de abandono con problemas de aguas ácidas, en el mismo evento Canty informa que existen cerca de 16.000 km de ríos y 117 km2 de embalses afectados por drenajes ácidos. En el año 2000 la USEPA llega a estimar la existencia de más de 4.400 km2 de zonas abandonadas por minas de carbón, 15.625 km de cauces de ríos contaminados por drenajes ácidos, 66 km2 de escombreras peligrosas y 3,5 km2 de presas inestables. Este panorama de las aguas ácidas descrito para Norteamérica es extrapolable al resto de países con cierta

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actividad minera (Reino Unido (Younger, 1997), Canadá (Morin y Hutt, 2001), Australia (Environment Australia, 1997), etc.), de ahí la necesidad de buscar soluciones de fácil aplicación y de bajo coste para reducir esta contaminación, con el fin de salvaguardar el recurso hídrico y el medio físico en el que habitamos.

Como referencia, podemos decir que en el sur de la península Ibérica disponemos de la mayor reserva de piritas del mundo. Su oxidación genera auténticos ríos de aguas ácidas como el Tinto y el Odiel (Huelva), cuya aportación representa el 10 % de la masa mundial de metales descargados a los océanos.

1.3.2. TIPOS DE DRENAJE:

 Drenaje ácido de mina (DAM) que son básicamente los drenajes

que salen de la mina como consecuencia de la extracción de minerales sulfurosos principalmente la Pirita: Sulfuro de Fierro (SFe) que al momento de oxidarse producen aguas ácidas, que son enviadas a la superficie mediante bombas o desagüe por gravedad.

 Drenaje Ácido de Rocas (DAR) cuando las rocas sulfurosas son

expuestas al aire y estas se combinan con el agua de precipitaciones (lluvia, nevada, etc.) producen aguas ácidas dependiendo directamente del tiempo de exposición.

Así mismo para satisfacer sus demandas de agua, la minería acude generalmente al agua de lagos, lagunas, ríos o sea, al agua superficial y muy pocas veces a falta de capacidad se recurre a las aguas subterráneas tal como utiliza la Southern Perú en la zona de Vizcachas al noreste de la laguna de Suches.

Los impactos o cambios en los acuíferos por acción de laminería son bastante notorios, ya que como dijimos por la acción del

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bombeo y desagüe de minas existen variaciones del nivel freático y así lo mismo producción de aguas ácidas, en el primer caso existen problemas de escasez de agua en los bofedales, baja del caudal del río y escasez de para la agricultura, así mismo la infiltración de aguas ácidas superficiales puede producir daños a la calidad del agua subterránea.

1.3.3. CALIDAD DE AGUAS DE DRENAJE

En los resultados obtenidos del análisis de las aguas se observa una gran variabilidad de condiciones Eh-pH y concentraciones iónicas, lo que ilustra la gran diversidad geoquímica de estos drenajes. No obstante, presentan unas características generales que las diferencian marcadamente de las aguas naturales. Estas características vienen determinadas por el proceso de oxidación de los sulfuros, que afecta en mayor o menor medida a todas las

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aguas analizadas, como se desprende de las elevadas concentraciones de sulfatos obtenidas (entre 500 y 7500 mg L -1). Durante el período de estudio se registraron valores extremos de pH de 2.1 y 8.0 valores de potencial redox entre 150 y 750 mV, aunque la mayoría de las aguas son de carácter fuertemente ácido (pH entre 2.5 y 3.5) y oxidante (Eh entre 600 y 750 mV). De forma general, estas aguas se caracterizan por la presencia de elevadas concentraciones de Fe, SO4 2+ y H +, derivados de la oxidación de la pirita, y de Si y Al y cationes básicos, derivados de la hidrólisis mineral acelerada en estas condiciones.

Los amplios rangos obtenidos para casi todos los parámetros de calidad ponen de manifiesto los distintos orígenes de las aguas, siendo el tipo de material que atraviesan y el tiempo de contacto los factores que determinan su composición. En función de los parámetros físico-químicos se pueden distinguir distintos grupos de aguas cuya calidad se puede relacionar con su procedencia, el grado de influencia del proceso de oxidación de los sulfuros y el grado de neutralización de la acidez generada. Así podemos observar los siguientes grupos principales:

1.3.3.1. Aguas extremadamente afectadas por la oxidación de los sulfuros y escasamente neutralizadas.

El primer grupo de aguas, que se aparta significativamente del resto, son de carácter fuertemente ácido, oxidantes y de elevada fuerza iónica e incluye las recogidas en las partes más antiguas de la escombrera (área CS). Los valores extremos de pH, Eh y CE han sido de 2.2-3.5, 521-707 mV y 1.0-6.5 mS cm-1, respectivamente. Paralelamente a estos parámetros, se han registrado concentraciones muy altas de sulfatos (generalmente entre 4500 y 5000 mg L -1, concentraciones ocasionales de hasta 7000 g L -1) y de hierro disuelto (valores medios de Fet entre 700 y 1000 mg L -1, ocasionalmente hasta 1600 mg L -1). Presentan, además,

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muy elevados contenidos de Si (hasta 54 mg L -1) y Al (hasta 450 mg L -1), lo que refleja el caracter agresivo de estas aguas y su potencialidad para acelerar los procesos de hidrólisis mineral (proceso de acidolisis fuerte). La gran capacidad de generación ácida del proceso de oxidación de la pirita en esta zona se refleja en que las elevadas cantidades de cationes básicos puestos en disolución, principalmente Ca y Mg, para los que se registran concentraciones medias de 320-400 mg L -1 y 150-250 mg L -1, respectivamente, no han sido capaces de neutralizar la acidez del sistema.

1.3.3.2. Aguas muy afectadas por la oxidación de sulfuros, moderadamente neutralizadas

El segundo grupo de aguas, de características marcadamente diferentes a las anteriores, incluye todas las urgencias de las áreas E1 y E2 en el punto de su afloramiento a la superficie (4 puntos de control). Son de carácter ácido a débilmente ácido (valores medios de pH entre 4.6 y 5.7) y bajos valores de potencial redox (Eh medio entre 200 y 400 mV). Los bajos valores de Eh, claramente inferiores al de aguas superficiales bien aireadas, permiten pensar en su procedencia de zonas profundas poco oxigenadas. No obstante, estas condiciones no inhiben el avance de la oxidación de la pirita como se desprende de las altas concentraciones de sulfatos encontradas, si bien son sensiblemente inferiores a las obtenidas en el grupo anterior de aguas (valores medios entre 2200 y 2900 mg L -1, y concentraciones máximas de 4500 mg L -1).

A pesar de que el pH de estas aguas no es excesivamente bajo mantiene en disolución elevadas cantidades del hierro derivado de la oxidación de la pirita, hecho al que

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contribuyen los bajos valores de Eh. La concentración de Fet en este grupo de aguas oscila entre 360 y 600 mg L -1, en valores medios, manteniéndose una relación molar SO4 2-:Fet entre 2.7 y 3.8, valores muy cercanos al teórico derivado del proceso de la oxidación de la pirita (SO4 2-:Fe=2:1). Esto indica que no se están produciendo procesos importantes de precipitación de compuestos de hierro durante el camino de afluencia de estas aguas desde zonas profundas a la superficie y/o que existe precipitación de algún tipo de sulfato que también retire este anión de la disolución, de forma que se mantienen las proporciones relativas de ambos. Las concentraciones de Si y Al son generalmente bajas, con valores medios normalmente inferiores a 10 y 1 mg L -1, respectivamente.

La carga metálica de estas aguas es sensiblemente más baja que la mayoría de las del área CS, aunque se mantienen en disolución concentraciones elevadas de Mn (valores medios entre 43 y 63 mg L -1).

De los cationes básicos destacan las altas concentraciones de Ca, con valores medios entre 423 y 464 mg L -1 y máximos hasta 550 mg L -1, lo que, junto con la menor oxidación pirítica que en el área de Calvo Sotelo, contribuye a explicar la neutralización parcial observada en estas aguas.

1.3.3.3. Aguas moderadamente afectadas por la oxidación de sulfuros:

El tercer grupo de aguas incluye las recogidas en los canales de circulación general de la zona E2 y todas las recogidas en la zona EH. Las características comunes de estas aguas son: concentraciones medias de SO4 2- entre 1100 y 1900 mg L -1 y valores medios de conductividad entre 1.7 y 2.8 mS cm

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-1. Estos valores son sensiblemente más bajos que los encontrados en los dos grupos anteriores, lo que implica un menor grado de influencia de los procesos de oxidación de la pirita y/o un mayor grado de dilución. Dentro de este grupo se pueden distinguir claramente dos subgrupos de aguas que se diferencian entre sí, fundamentalmente, por el grado de neutralización de la acidez generada durante la oxidación. En este sentido se observa un grupo de aguas de carácter muy ácido, aunque en menor medida que las del área CS (No neutralizadas) y otro de carácter neutro (Neutralizadas).

1.3.3.3.1.No neutralizadas

Aguas moderadamente afectadas por la oxidación de sulfuros, no neutralizadas: La acidez generada durante la oxidación de la pirita está escasamente neutralizada, presentando valores medios de pH en el rango 3.1-3.5. Son asimismo, de carácter oxidante, similares a las del área CS (valores medios de Eh entre 600 y 700 mV) y mantienen en disolución cantidades relativamente elevadas de hierro, pero siempre muy por debajo de las encontradas en los grupos de aguas anteriores (valores medios generalmente entre 20 y 200 mg L -1 con extremos de 4 y 340 mg L -1). Las relaciones molares de SO4 2-:Fet en disolución son siempre muy superiores a la teórica derivada de la oxidación de la pirita, lo que indica que se está produciendo una marcada precipitación de compuestos de Fe en los canales de circulación de agua, hecho que se refleja en la gran acumulación de oxihidróxidos en los fondos de los canales. Paralelamente a las condiciones de acidez, son elevadas las concentraciones de Si (valores medios entre 11 y 14 mg L -1) y Al (generalmente entre 20 y 30 mg L -1, pero con

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valores medios extremos de 145 mg L -1), así como de distintos metales pesados.

1.3.3.3.2.Neutralizadas

Aguas moderadamente afectadas por la oxidación de sulfuros, neutralizadas: Este grupo de aguas procede de las zonas en las que el material apilado ha sido cuidadosamente seleccionado, habiendo quedado en la mayor parte de esta superficie pizarras de carácter alcalino. En consecuencia, la mayor parte de la acidez generada durante la oxidación de la pirita ha sido neutralizada (valores medios de pH entre 5.7 y 7.1), principalmente a través de la disolución de grandes cantidades de Ca, que presentan en estos puntos las mayores concentraciones de toda la escombrera (valores medios entre 450 y 500 mg L -1). Consecuentemente los niveles de Fe y Al son muy bajos (inferiores a 1.5 y 0.1, respectivamente), así como de la mayoría de los metales pesados (Zn, Co, Ni, Cu y Pb). Sin embargo, mantienen en disolución concentraciones elevadas de Mn (entre 19 y 51 mg L -1) y, puntualmente, de Cd que llega a alcanzar concentraciones medias de 58 µg L -1, lo que se ve favorecido por los relativamente bajos valores de potencial redox (382-426 mV).

1.3.4. TRATAMIENTO PASIVO DE DRENAJES:

Los métodos de tratamiento convencionales o activos de aguas ácidas tienen un coste elevado, por lo que no pueden ser

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mantenidos por un período prolongado una vez finalizada la vida de la mina. Máxime teniendo en cuenta que el problema de las aguas ácidas pueden perdurar, según las estimaciones de Younger (1997), varios cientos de años. En la última década se han investigado diversos métodos de tratamiento pasivo y se ha comprobado que dan buenos rendimientos en la neutralización del pH y en la eliminación de metales pesados. Además, requieren poco mantenimiento y su bajo coste puede ser asumido durante largos períodos de tiempo (de 20 a 40 años) una vez clausurada la instalación minera (Watzlaf, 1997b). Los métodos de tratamiento pasivo se basan en los mismos procesos físicos, químicos y biológicos que tienen lugar en los humedales naturales (wetlands), en donde se modifican favorablemente ciertas características de las aguas contaminadas, consiguiendo la eliminación de metales y la neutralización del pH. Entre los métodos pasivos que más se han utilizado destacan los humedales aerobios, los humedales anaerobios o balsas orgánicas, los drenajes anóxicos calizos (ALD, Anoxic Limestone Drains), los sistemas reductores de sulfato y producción de alcalinidad (RAPS, Reducing Alkalinity Producing Systems) y las barreras reactivas permeables cuando son aguas subterráneas (PRB, Permeable Reactive Barriers). En la práctica estos métodos se emplean solos o combinados, dependiendo del tipo de drenaje ácido y de los requerimientos del tratamiento.

En cuanto a los costes unitarios de los sistemas de tratamientos pasivos para aguas ácidas van a depender de una amplia serie de factores, pero a modo de ejemplo se pueden citar los costes de algunos sistemas experimentales. La USEPA (1996) informa que la Tennessee Valley Authority en la construcción de humedales aerobios para tratar drenajes ácidos de minas de carbón ha obtenido costes entre 3,58 US$/m2 y 32,08 US$/m2, y el Bureau of Mines de 10 US$/m2. En el caso de humedales

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anaerobios construidos en Colorado (EEUU) se ha estimado un coste de 570 US$/m3. La USEPA (2000) en Coal Remining BMP Guidance referencia un coste total de 90.014 US$ para un sistema ALD construido en 1994 y diseñado para 30 años. Ziemkiewicz et al. (2000) estiman el coste total de cuatro RAPS construidos en Pennsylvania (EEUU), entre los años 1991 y 1996, obteniendo cifras entre 17.000 y 72.000 US$, para un período de vida de 20 a 30 años.

En Estados Unidos desde hace más de 15 años muchos investigadores y organismos oficiales vienen desarrollando con buenos resultados el empleo de sistemas de tratamiento pasivo para drenajes ácidos de mina. Entre 1984 y 1993 el U.S. Bureau of Mines estudió 13 humedales destinados al tratamiento de drenajes ácidos de minas de carbón, alcanzándose eliminaciones superiores al 85 % de los metales. En 1985 junto con la Tennessee Valley Authority construyeron 14 humedales para tratar drenajes ácidos procedentes de plantas mineras de carbón, consiguiendo incrementar el pH de 3,1 a 6,7 y una reducción para el Fe de 69 a 0,9 mg/l y para Mn de 9,3 a 1,8 mg/l (USEPA, 1996).

De igual forma entre 1987 y 1990 la USEPA encargó a la Colorado School of Mines realizar unos estudios teóricos para el diseño de humedales dedicados a la eliminación de metales de aguas ácidas de mina. Una vez concluido este proyecto se publica un manual: Handbook for Constructed Wetlans Receiving Acid Mine Drainage (Wildeman et al., 1993), en el que se describen numerosos casos de laboratorio y de campo, la filosofía de funcionamientos alcanzados en el tratamiento de aguas ácidas con elevados contenidos metálicos, así como los costes de construcción y operación de estos sistemas.

(27)

El nivel alcanzado con este tipo de tratamientos es tal que en la guía Best Management Practices elaborada por el Departamento del Agua de la USEPA, en la que se hace un inventario exhaustivo de áreas afectadas por drenajes ácidos de minas de carbón y que requieren su remediación, se recomienda el uso de tecnologías de tratamientos pasivos (humedales, RAPS, ALD y otros) por su reducido coste y gran eficacia, y llegan a proponer la incorporación de estos sistemas en los planes de restauración y clausura de las minas en operación (USEPA, 2000). En Canadá también se vienen aplicando sistemas pasivos en el tratamiento de drenajes ácidos. Entre 1990 y 1993 se construyeron dos humedales anaerobios experimentales para tratar las aguas ácidas de la mina de cobre Bell Copper (British Columbia). En los dos sistemas se incrementó el pH desde 3 hasta 6-8 y se lograron reducciones del 40 % y del 80 % de Cu con un tiempo de retención de 12 y 23 días, respectivamente. El rendimiento mejoraba al incrementarse el tiempo de retención y disminuía al descender la temperatura como reflejo de una menor actividad biológica (Sobolewski, 1996).

En el norte de Australia (Darwin, Adelaide y Katherine) a inicios de los 90 se estudian las mejoras en la calidad de los drenajes ácidos provenientes de minas de oro, uranio y polimetálicas, con humedales construidos por diferentes empresas mineras. Aunque en la mayoría de los casos no superan los 10 años, se ha demostrado la viabilidad de la aplicación de estos sistemas en climas de marcados contrastes térmicos. En la mina de oro Tom’s Gully se ha logrado reducir en más del 90 % las concentraciones de As, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, Pb y U, y cerca del 75 % la del Mn (Noller et al., 1994). También en 1995 se construyeron humedales a escala piloto para tratar los drenajes ácidos de la mina de carbón Gregory, en Queensland.

(28)

En esta región de moderada pluviometría (2000 mm) se han conseguido bajar los niveles de sulfato e incrementar el pH de 3,3 a 5,4-6,7, existiendo la Diseño, construcción y evaluación de un sistema en columna a escala de laboratorio para tratar aguas ácidas de mina necesidad de diseñar humedales de flujos subsuperficiales o sistemas RAPS para maximizar la eliminación del sulfato y minimizar la evaporación (Tyrrell et al., 1997).

En Europa también se ha empezado a experimentar con estos sistemas. Así en el Reino Unido existen más de 14 humedales operando con sistemas de producción de alcalinidad, procesos aerobios y anaerobios, o una combinación de éstos. Están dedicados al tratamiento de aguas ácidas de minas de carbón, donde se ha llegado a eliminar más del 50 % de Fe. En febrero de 1995 se construyó en Quaking Houses de Durham (Inglaterra) el primer humedal anaerobio de Europa, consiguiéndose reducir en un 70 % la acidez del agua (9,6 g/m2día) y en un 62 % su contenido en Fe. De igual forma en abril de 1998 se construyó el primer RAPS en Pelenna (Gales), en el que se logró eliminar entre un 72-99 % de Fe con un tiempo de retención del agua en el sistema de 14 horas (Younger, 1997 y 1998).

En junio de 1998, en el sur de Noruega, se construyó a escala piloto un sistema de humedales aerobios y anaerobios para tratar los drenajes ácidos de presas de residuos de la mina de níquel Storgangen. Para un caudal de 35 l/min y un tiempo de retención de 10 horas se eliminaba cerca del 98 % de Ni, observándose en invierno una disminución en la reducción de Ni de 35 a 71 % y en verano un incremento de 64 a 99 %. También se consiguieron buenos resultados en la eliminación de Al (96 %), Cu (98 %), Cd (98 %), Zn (99 %) y Cr (64 %)(Ettner, 1999).

(29)

ensayos con este tipo de tratamientos. Así, para tratar el agua de mina que empezó a surgir en 1995 por una galería de acceso de la mina Troya, cerrada antes de lo previsto en 1993, se viene utilizando la balsa de decantación de estériles a modo de humedal aeróbico. Las aguas de mina se conducen mediante un canal a la antigua balsa de decantación, aún con capacidad por el cierre prematuro, donde los metales disueltos se oxidan e hidrolizan, precipitando como oxihidróxidos en el pH neutro de esta agua (Iribar et al., 1999).

En la Universidad de Oviedo se experimentó a escala de laboratorio con un sistema combinado de RAPS y un humedal con caliza, compost y plantas (Tipha latifolia), en el que se lograron reducciones de cerca del 65 % para la acidez, 100 % de Al 27 % de Mn y 99,5 %de Fe. El RAPS fue ineficaz en la retención del sulfato obteniéndose un 32 % exclusivamente en el humedal. El pH a través de este sistema se incrementó de 3 a 7 (Ordóñez et al.,1999).

En los últimos años (desde 1998) se viene experimentando en la mina de lignito de Meirama (La Coruña) con dos líneas de tratamiento. La primera es de flujo horizontal, compuesta por balsa orgánica y ALD, en la que se consigue eliminar un 82 % de Fe y cerca del 89 % de Al, y llevar el pH a neutralidad. La segunda línea es de flujo vertical y está formada por un RAPS y humedal aerobio, en donde se logra incrementar el pH hasta 5,4 y unas eliminaciones del 57% de Fe y 50 % de Al (Mataix, 1999).

2.

CAPITULO II: TRATAMIENTO DE

(30)

2.1. GESTIÓN PREVENTIVA DE AGUAS ÁCIDAS

Cuando existe riesgo de generación de aguas ácidas, con

el fin de eliminar o, al menos, minimizar su aparición, debe

-rían tenerse en cuenta los siguientes criterios de diseño y

gestión del riesgo:

1. Prevenir y minimizar la generación de aguas ácidas:

Planificar adecuadamente la actividad y

su entorno, caracterizando los posibles efluentes (sistemáticos o accidentales), así como sus efectos sobre el medio.

2. Detectar y caracterizar (caudales y

concentraciones), tanto posibles focos

generadores de contaminación (equipos o actividades), como puntos de vertido (continuo

o accidental)

3. Actuar con rapidez y eficacia en la construcción de barreras. Concentrar los efluentes y aislarlos del entorno.

4. Controlar la red hidráulica del entorno de forma continua, espacio-temporal, de acuerdo con valores guía.

5. Realizar el tratamiento de las aguas ácidas (caso de producirse).

6. Regenerar el medio. 7. Cuantificar los efectos.

La prevención de la contaminación derivada de las actividades

mineras se relaciona, estrechamente, con los métodos de

explotación, el aporte de aguas (superficiales y

(31)

Con respecto a las formas de actuar, cabe distinguir

aquellas acciones que se orientan hacia el objetivo de reducir

la formación de contaminantes, y aquellas otras que implican

el tratamiento de las aguas contaminadas.

En general, la actuación no se ciñe a un sólo procedimiento, sino que es combi- nación de varios, y se acomete en función del problema específico a resolver, ya que su eficiencia puede

ser muy diferente de unos casos a otros.

Los métodos preventivos (Fig 3) se basan en la eliminación de alguno de los elementos esenciales en la generación de

aguas ácidas (sulfuro, oxígeno, humedad o bacterias catalizadoras) tales como:

 Impermeabilización de escombreras, cauces y áreas de

riesgo potencial.

 Construcción de socavones de desagüe y canales

perimetrales.

 Sellado de comunicaciones con el subsuelo.

 Depósitos subacuáticos e inundación, enmienda con

materiales neutralizadores.

 Adición de bactericidas (sulfato de lauril sodio,

benzoato de potasio, etc.) y enmiendas.

 La elección entre uno u otro método, depende de

las condiciones (origen, desagüe, grado de actividad,

etc.), características (físicas y químicas) y carácter (permanente y temporal) del efluente, así como espacio disponible.

Donde es imposible evitar la oxidación de los sulfuros, la estrategia preferible es aislar los materiales que entrañan mayor riesgo y retener los productos de la oxidación para minimizar

(32)

drenajes ácidos resultantes y corregir los impactos que éstos

generen.

Sea como fuere, es muy importante planificar las operaciones de prevención efectiva de la contaminación, desde el inicio de la investigación minera, hasta el abandono de la explotación y,

para ello, se requiere un conocimiento profundo de la

hidrogeología del sector afectado, para prever los mecanismos

de transferencia de los contaminantes hasta el sistema acuífero.

Pero no se puede perder de vista que, con respecto a la

prevención de la contaminación, sólo se ha tomado conciencia en los últimos años, y que, con anterioridad, la minería se

ceñía a conseguir la máxima recuperación económica del mineral, sin prestar mucha atención a la contaminación misma. Esta pre-planificación permite evitar, o al menos minimizar, la

contaminación, si ésta se produce. Existen en la actualidad

técnicas adecuadas para la manipulación o el tratamiento corrector de dichas aguas, aunque a menudo dichas soluciones son complejas de aplicar, que precisa de

asesoramiento experto en la materia.

2.2. TRATAMIENTO INSITU

Las técnicas de tratamiento in situ son las que se aplican sin necesidad de trasladar el suelo o el agua subterránea afectados por el problema. Suelen ser de utilidad cuando el problema afecta a un volumen muy importante del suelo, que haga inviable su aislamiento y su tratamiento ex situ, o cuando éste supone un coste económico que lo hace inviable, ya que el tratamiento in situ suele implicar un menor coste económico. El tratamiento in situ puede ser de dos tipos: biológico o físico-químico.

(33)

Las técnicas de remediación in situ de carácter biológico son dos: biorremediación y fitorremediación.

La biorremediación consiste en utilizar microorganismos (bacterias) para resolver o mitigar el problema, y es especialmente efectiva en el tratamiento de contaminantes orgánicos, incluido el petróleo. Para que las bacterias puedan eliminar las sustancias químicas dañinas, el suelo y las aguas subterráneas deben tener la temperatura, los nutrientes y la cantidad de oxígeno apropiados. Esas condiciones permiten que las bacterias crezcan y se multipliquen, y asimilen más sustancias químicas. Cuando las condiciones no son las adecuadas, las bacterias crecen muy despacio o mueren, o incluso pueden crear sustancias químicas más dañinas.

Si las condiciones del área no son las adecuadas, se intenta mejorarlas. Una manera de hacerlo es bombeando aire al interior del suelo, así como nutrientes u otras sustancias, como la melaza. A veces se añaden microbios si no los hay. Las condiciones adecuadas para la biorremediación no siempre se logran bajo la tierra. En algunas áreas el clima es muy frío o el suelo es demasiado denso. En esas áreas se puede recurrir a excavar y sacar el suelo a la superficie, donde la mezcla del suelo se calienta para mejorar las condiciones. También, pueden añadirse los nutrientes necesarios, o puede añadirse oxígeno revolviendo la mezcla o haciendo pasar aire a presión a través de ella. Sin embargo, algunas bacterias funcionan sin oxígeno (anaeróbicas). Con la temperatura adecuada y la cantidad necesaria de oxígeno y nutrientes, las bacterias pueden hacer su trabajo de “biocorregir” las sustancias químicas.

A veces mezclar el suelo puede hacer que las sustancias químicas dañinas se evaporen antes de que las bacterias puedan mediar con ellas. Para evitar que esas sustancias químicas contaminen el aire, se puede mezclar el suelo dentro

(34)

de tanques o edificaciones especiales, donde las sustancias químicas que se evaporan se pueden recolectar y tratar.

Los microorganismos pueden ayudar a eliminar la contaminación de las aguas subterráneas, al igual que del suelo. En este caso, el agua se mezcla con nutrientes y aire antes de que ser reinyectada al terreno. También pueden bombearse nutrientes y aire por los pozos, de forma que la mezcla se produzca directamente en profundidad. Los nutrientes y el aire añadidos ayudan a las bacterias a biorremediar las aguas subterráneas. Una vez que se han eliminado las sustancias químicas dañinas, las bacterias ya no tienen “comida” disponible y mueren.

La biorremediación es muy segura, ya que depende de microbios que existen normalmente en los suelos. Esos microbios son útiles y no representan un peligro para las personas en el sitio o la comunidad. Además, no se emplean sustancias químicas peligrosas. Los nutrientes que se añaden para que las bacterias crezcan son fertilizantes de uso corriente en el césped o el jardín. La biorremediación transforma las sustancias químicas dañinas en agua y gases inofensivos y, por lo tanto, las destruye totalmente.

Como principales ventajas de esta técnica podemos indicar:

 Es una técnica in situ, lo que evita la necesidad de extraer

el suelo, e incluso el contacto de los trabajadores con el suelo o agua contaminados.

 Evita la liberación de gases dañinos al aire y se generan

muy pocos residuos.

 Generalmente esta técnica no requiere tanto

equipamiento ni trabajo como la mayoría de los métodos alternativos. Por lo tanto, suele resultar más económica.

(35)

 No es de aplicación más que para la descontaminación de

hidrocarburos biodegradables.

 No suele ser efectiva más que en condiciones

relativamente superficiales.

 Presenta factores intrínsecos que la hacen

completamente inviable en determinados casos.

La fitorremediación es una técnica biológica que en el detalle se puede subdividir en varios aspectos, que corresponden a distintas posibilidades de aplicación de las plantas a la remediación de problemas producidos por la contaminación (ver tabla).

Ventajas Limitaciones Fito extracción

Consiste en el empleo de plantas hiperacumuladoras, capaces de extraer los metales pesados contenidos en el suelo.

La planta debe ser capaz de producir biomasa abundante en poco tiempo.

Las hiperacumuladoras de metales suelen ser de crecimiento lento, poco bioproductivas y con sistema radicular somero. La biomasa producida hay que almacenarla o procesarla adecuadamente.

Fitoestabilización

Consiste en el uso de plantas metalófitas endémicas/nativas y de mejoradores de sustrato adecuados para estabilizar física y químicamente sustratos ricos en metales.

Hace innecesaria la excavación / eliminación del suelo, es menos costosa y menos agresiva. Mejora las posibilidades de restauración del ecosistema.

A menudo requiere fertilización o modificación del suelo. Requiere mantenimiento del suelo a largo plazo, para evitar la formación de lixiviados.

(36)

Fitovolatilización

Consiste en la extracción del contaminante del suelo por la planta y su emisión a la atmósfera a través de su sistema metabólico.

Transforma los contaminantes en formas menos tóxicas.

El contaminante o un derivado tóxico pueden acumularse en la vegetación, pasando a frutos o partes comestibles.

Fitofiltración / rizofiltración

Consiste en el uso de plantas terrestres y acuáticas para absorber, concentrar, y precipitar contaminantes de medios acuáticos.

Puede ser “in situ” o “ex situ”, y es aplicable tanto en sistemas terrestres como acuáticos.

El pH del medio debe controlarse en continuo para optimizar la captación del metal. Es necesario controlar procesos de especiación e interacciones entre especies que puedan darse en el medio. Funciona como un birreactor, y requiere mantenimiento intensivo.

2.3. ALMACENAMIENTO EN HUECOS MINEROS DE SUPERFICIE

La mejor forma de evitar la oxidación de los materiales piríticos es su almacenamiento en condiciones anóxicas, es decir: bajo agua (al menos a 1.20 m de profundidad).

Para ello se requiere conocer el volumen disponible en cada embalse, por debajo de la cota máxima de agua admisible, información que podrá conseguirse mediante batimetría. En todo caso, hay que tener en cuenta si existe algún problema geotécnico de estabilidad y de evacuación de máximas lluvias (balance hídrico), que deberá ser resuelto previamente.

Un procedimiento de actuación, que podría evitar problemas de estos depósitos de estériles (generación de aguas ácidas,

(37)

degradación superficial del suelo, e impacto paisajístico), consiste en su reintroducción en las minas subterráneas, y su posterior inundación controlada.

Para analizar las posibilidades que ofrece esta opción será necesario determinar los emplazamientos, en la minería subterránea, que pudieran reunir condiciones adecuadas para este almacenamiento, en minas que esté previsto su abandono definitivo e inundación. Estos huecos mineros existentes deberán cubicarse, al tiempo que tendrá que ser analizada la viabilidad técnica de reintroducción de los estériles.

El aire no debe acceder al hueco minero, con lo cual cesa la producción de agua ácida, al evitarse la oxidación de la pirita. Hay que tener en cuenta que si los hastiales de cualquier galería subterránea contienen sulfuros, se produce la oxidación directa, durante la explotación, por acción conjunta del aire y el agua. Los productos que se forman son ácido sulfúrico y depósitos metálicos solubles, que dan lugar a costras y sedimentos de vivos colores. Esta oxidación puede penetrar profundamente en la roca, a través de las fracturas mineralizadas. Cuando la mina se inunda, los productos de oxidación pueden afectar al agua allí almacenada.

Esto explica que la calidad de los efluentes de una mina inundada mejore muy lentamente, ya que el agua que produce la mina no será de buena calidad hasta que no haya sido desalojada toda el agua contaminada contenida en ella, y ello requiere, normalmente, un período de muchos años.

Aunque la inundación reducirá la posterior oxidación de los sulfuros, puede contribuir a la contaminación, en algunos casos, al incorporar a minerales oxidados previamente, o al producirse un aporte de aguas ya mineralizadas que fluyan hacia los acuíferos, o a la escorrentía superficial.

Una opción, que debe ser analizada para confinar, al menos, una parte de los depósitos de estériles reactivos, es la referente

(38)

a la utilización de excavaciones realizadas en superficie para la explotación minera o para extraer materiales de relleno para la minería subterránea.

Los aportes de agua a los huecos mineros tienen una clara dependencia de las aguas superficiales. En estas condiciones es indudablemente que la mejor forma de reducir el aporte de aguas ácidas, a las labores mineras, consiste en disminuir el acceso de aguas superficiales a favor de las vías de circulación, que básicamente son las propias labores mineras y las fallas subverticales.

Se requiere para ello:

 Cubicar estos huecos hasta alcanzar una morfología

superficial adecuada.

 Estudiar las características hidrogeológicas del entorno.  Analizar la integración morfológica en el paisaje.

 Calcular los volúmenes de materiales de baja

permeabilidad y no reactivos, necesarios para recubrir a los estériles aquí apilados.

 Localizar áreas que puedan aportar materiales litológicos

de recubrimiento de las calidades requeridas.

 Estudiar, como alternativa, el empleo de geomembranas

de recubrimiento, cubiertas por materiales inertes.

 Estudiar y definir la cobertera vegetal adecuada, para

estabilización, lucha contra la erosión, e integración paisajística.

 Por supuesto toda posibilidad de actuación tiene que

tener en cuenta los nuevos volúmenes de estériles que proporcionará la reanudación de la actividad minera, caso de que así se decida y, en cualquier caso, tiene que evitar invalidar cualquier opción de actividad minera futura.

(39)

Las aguas ácidas almacenadas en balsas, están sujetas a los procesos naturales de precipitación-evaporación, en superficie libre de agua. En todo caso, y a efectos de establecer balances hídricos, conviene cuantificarla (mediante pluviómetro y tanque evaporimétrico, con la precaución de que el agua colocada en este equipamiento sea semejante al agua embalsada, ya que la tasa de evaporación depende de la salinidad total del agua). Además de esta evaporación, en embalses, los volúmenes evaporados se pueden incrementar mediante aspersores, que micronicen el agua en pequeñas gotas en contacto con el aire. En la ubicación de estas áreas de evaporación intensa, hay que tener en cuenta que el fenómeno de la evaporación está muy relacionado con el viento(oreo), por lo que estos aspersores deben situarse, siempre que sea posible, en superficies abiertas, donde corra el viento sin obstáculos, cuidando que no se produzcan aportes no deseables hacia el entorno.

2.5. PROGRAMA DE VIGILANCIA Y CONTROL

Puede entenderse como tal todo programa de auscultación continua, que permita definir, en cualquier momento, las causas de los cambios de calidad de las aguas, las fuentes de contaminación existentes o potenciales, y la predicción de la naturaleza de los futuros cambios de calidad. Desgraciadamente, tal control sólo incluye con frecuencia el muestreo de pozos o manantiales, y así se incluye como única práctica a realizar en muchos programas de auscultación.

(40)

3.

CAPITULO III: TÉCNICAS DE

REMEDIACION DE AGUAS ACIDAS

3.1.

3.1. NEUTRALIZACIONNEUTRALIZACION

La neutralización es el método más común de tratamiento de

aguas residuales y es de operación simple. La neutralización de

ef

efluluenentetes s ememplpleaneando do cacal, l, pepermrmitite e auaumementntar ar lolos s niniveveleles s dede

alcali

alcalinidad de nidad de las aguas, hasta las aguas, hasta obteobtener un ner un efluenefluente te neutneutro quero que

cumpla con los LMP.

Las aguas de mina y las de algunos procesos metalúrgicos

co contntieiennen en cicierertta a aacicidedezz, , lo lo quque e fafacicililita ta la la didissololucucióión n dede e elleemmeennttoos s qquuíímimiccoo, , ccoonnvivirrttiiéénnddoosse e een n pprroobblleemmaas s ddee contaminación. contaminación.

Dentro de las principales tecnologías de neutralización de la

acidez y remoción de los metales pesados se tienen:



 PrecipitacióPrecipitación con len con lechada de calchada de cal 

 Adsorción con carbón.Adsorción con carbón. 

 Intercambio iónicoIntercambio iónico 

 Osmosis reversibleOsmosis reversible 

 ElectrodiálisisElectrodiálisis 

(41)



 Ingeniería de pantanos.Ingeniería de pantanos.

La segunda, tercera y cuarta tecnología son más bien costosas

y también generan otros efluentes que requieren ser tratados.

La Electrodialisis y la Ozonización son métodos relativamente

nu

nuevevos os quque e esestátán n sisienendo do prprobobadados os y y quque e apapararenentetemementntee

resultaran costosos. La tecnología de ingeniería de pantanos

consiste en almacenar grandes cantidades de lodos, pero, es

sensible a las altas concentraciones de metales pesados.

La

La prprececipipititacacióión n de de memetataleles s pepesasadodos s cocon n cacal, l, es es babaststanantete

conocida y es la menos costosa.

3.1.1.

3.1.1. NEUTRALIZACIÓN CON LECHADA DE CALNEUTRALIZACIÓN CON LECHADA DE CAL

Se

Se apaplilica ca esespepecicialalmementnte e papara ra sosoluluciocionenes s de de agagua ua de de miminana

ácidas usándose como neutralizante, primero, caliza si el agua

es muy ácida y luego lechada de cal. Esta tecnología garantiza

precipitar en forma de hidróxidos a los elementos zinc, plomo,

fier

fierro, ro, cobrcobre, e, mangmanganesoaneso, , níqueníquel, l, entrentre e otrotros. os. Con Con pequpequeñaseñas

modificaciones precipita sostenidamente elementos altamente

perjudiciales como cromo, cadmio, selenio, y las que se exigen

para el agua potable, aunque este no es el caso para la mayor

parte de

parte de los problemas minero metalúrgicos.los problemas minero metalúrgicos.

Las principales reacciones químicas que caracterizan al proceso

de

de neuneutrtralizalizaciación ón se se prpreseesentantan n en en las las ecuecuaciacioneones s quíquímicmicasas

siguientes:

(42)

M2 + SO2- + Ca+2 + 2 (OH)- - 2 (H2 O) à M (OH)2 +Ca

SO4*2(H2O)

2(M)-3 + 3(SO4)2-

2(M)-3 + 3(SO4)2- +3(Ca)2- +6(OH)- +6(OH)- +6H2Oà 2M(OH)3+3(Ca)2- +6(OH)- +6(OH)- +6H2Oà 2M(OH)3

+3CaSO24*2(H2O)

La reacción de oxidación del hierro ferroso a hierro férrico es

repr

representada por la esentada por la siguiente ecuación química:siguiente ecuación química:

4Fe2+8(OH)-+O2+2(H2O) à 4Fe3+ +

12(OH)-Esta oxidación es para formar compuestos más estables y no

Esta oxidación es para formar compuestos más estables y no

permitir la redisolución que ocasiona también la redisolución de

otros elementos pesados perjudicando la calidad del efluente

l

liiqquuiiddo o ttrraattaaddoo..

El costo efectivo de

El costo efectivo de este tratamiento varia de US$0.50/m siendoeste tratamiento varia de US$0.50/m siendo

el precio d

el precio de la cal el e la cal el determinante edeterminante en el costo ton el costo total, pues es tal, pues es unun

r

reeaaccttiivvo o rreeaallmmeenntte e ccoossttoossoo..

Un

Un fafactctor or imimpoportrtanante te es es el el poporrcecentntajaje e de de sósólilidodos s cocon n ququee

sedimentan los lodos en el proceso de neutralización y ello

depende del tipo de sulfato de calcio formado con una o mas

moléculas de agua lo cual dependerá de los parámetros del

procesos y de la concentración de los iones

procesos y de la concentración de los iones sulfato presentes ensulfato presentes en

el efluente tratado; estos precipitaran como compuestos tipo

“gypsum”.

Para el proceso de neutralización de efluentes líquidos ácidos

utilizando lechada de

utilizando lechada de cal, existen tres métodos:cal, existen tres métodos: A.

A. El El prprimimerero o mémétotodo do es es cocononocicido do cocomo mo el el prprococeseso o dede

ne

neututraralizlizacacióión n sisimpmplele. . El El cucual al es es el el trtratatamamieientnto o en en lala

forma más simple de neutralización con lechada de cal

(43)

(adición de cal efluentes, agitación y sedimentación dentro de una poza de relaves).

Se caracteriza principalmente por:

 Mínima inversión

 Bajo costo de operación.

 Produce lodos sedimentados con 2.4 a 5 0% de

sólidos, ocupando grandes volúmenes en la poza de decantación.

 La estabilidad de los lodos decantados es

cuestionable a largo plazo.

B. El segundo método conocido como el proceso de los lodos de baja densidad (low density, LDS), utiliza en el proceso de neutralización, además de cal y agitación, la inyección de aire para la oxidación del hierro ferroso a hierro y los lodos son sedimentados en un clarificador. Se distingue por:

 Una moderada inversión.

 Costo de operaciones también moderadas.

 Produce lodos sedimentarios con 5-10% de sólidos.  Genera buena calidad de agua.

 Los lodos generados tienen una buena estabilidad

(44)

C. El tercer método es llamado de lodos de alta densidad el cual se caracteriza por el uso durante la neutralización con cal de aire para la oxidación del Fe ferroso a Fe férrico y la recicurlación parcial de los lodos sedimentados en un clarificador en la etapa de neutralización, destacándose este método por :

 Más bajos costos de operación en el largo plazo.  El volumen que ocupan los sólidos decantados es

alrededor del 1% al 5% del volumen que ocupan los otros dos métodos.

 Se genera una mejor calidad de agua

 Los lodos producidos son superiores en cuanto a la

estabilidad química y física llegando a tener entre 25-30% de sólidos en clarificados y aproximadamente el 50% en la poza de almacenamiento.

3.1.2. PROCESOS TÍPICOS DE NEUTRALIZACIÓN

Mezclar efluentes ácidos y alcalinos en un ecualizador y disponer de alguna capacidad de retención de cargas fuertes en ácido o álcali. Si la actividad industrial del caso genera desechos tanto ácidos como alcalinos, se deben utilizar tanto la acidez como la alcalinidad excedentes para producir un efluente neutro.

(45)

 Neutralizar ácidos en lechos de caliza. La caliza se da en

forma natural como piedras y tal nombre se refiere al carbonato de calcio; la disolución del carbonato genera alcalinidad. Los lechos pueden ser tanto de flujo ascendente como descendente, la tasa de carga de diseño -sin información adicional de laboratorio- es del orden de los 4*10-2m3/(min*m2); esta tasa está definida por las constantes de la caliza y por el tiempo de residencia típico de neutralización de caudales ácidos del tipo industrial.

 Si hay ácido sulfúrico, la concentración de ácido no

debiera exceder un 0,6% de H2SO4 para no formar una capa excesiva de CaSO4 (no reactiva) y se debe vigilar que la evolución de CO2 no sea excesiva (pues produce un efecto tampón)

 Mezcla de ácidos con lodos de cal. Se suele llamar "cal" al

hidróxido de calcio, también citado como "cal viva" (cuando la "cal apagada" es el óxido de calcio). El grado de neutralización dependerá del tipo de cal utilizada. Si hay una fracción magnésica, la reacción de neutralización es muy rápida y llega a pH bajo 4,2. El diseño depende de la curva de titulación de la cal a utilizar. ( ) La reacción de la cal se acelera -como muchas otras- por calor y por agitación física. En sistemas altamente reactivos, se requieren unos diez minutos. La cal se utiliza en lodos al 8 a 15 %.

Otros agentes neutralizantes (alcalinos) típicos son el NaOH, el Na2CO3 o el NH4OH.

 Residuos alcalinos, también llamados básicos. Se puede

utilizar cualquier ácido fuerte. Por consideraciones prácticas, la elección se limita a considerar el ácido

(46)

sulfúrico (en la máxima dosis tolerable sin exceder la norma de descarga de sulfatos) y el ácido clorhídrico (para completar la neutralización). La reacción es prácticamente instantánea, pero el grado de mezcla no es instantáneo.

Si se dispone de gases de combustión con CO2 en el orden del 14%, se puede burbujear este gas en la solución alcalina. El CO2 establece un equilibrio con gas carbónico, HCO3- cuya capacidad ácida se utiliza para neutralizar la carga alcalina. La reacción es -naturalmente- más lenta que la de los ácidos fuertes en fase líquida pero suele ser de mucho menor costo y aporta –aunque mínimamente- al abatimiento de la carga atmosférica de gases invernadero.

3.1.3. SISTEMAS UTILIZADOS PARA NEUTRALIZACIÓN

Para flujos por debajo de unos 400 m3/día, se suele operar en modo estático (discontinuo, batch); los sistemas estáticos pueden tener controladores automáticos o ser operados manualmente.

Si el flujo excede los 400 m3/día, la regulación de pH se realiza en línea, mediante controladores automáticos. Si se opera en línea, es importante obtener un buen grado de homogeneización de la solución. La agitación por aire requiere tasas de 0,3 a 0,9 m3 de aire/minuto/m2 de tanque. La agitación mecánica requiere de unos 0,4 HP/m3.

(47)

3.1.4. CONTROL AUTOMÁTICO DE NEUTRALIZACIÓN

El control de pH es difícil. La razones se relacionan con:

 La alta no linealidad entre flujo de neutralizante y cambio

de pH del caudal a neutralizar.

 El pH de un efluente industrial puede variar con cinéticas

tan altas como 1 unidad de pH por minuto.

 El flujo puede duplicarse en unos pocos minutos.

 Una pequeña dosis de neutralizante debe mezclarse con

una cantidad relativamente enorme de líquido en un lapso breve

Normalmente, se debe recurrir a controladores a pasos (o en etapas). Por ejemplo, llevar primero a un pH en torno a 5 y después a 6,5 (suponiendo, por ejemplo, que se desea llegar a 6,5 desde 2,0).

3.2. LA CAL

La cal es un término genérico que incluye únicamente a los óxidos e hidróxidos fabricados mediante procesos industriales que implican la calcinación de rocas de alto contenido de calcio, dolomitas o magnésicas. Esta definición no incluye a la piedra caliza u otros carbonatos, simplemente triturados finamente, que comúnmente mucha gente denomina "cal". Las fórmulas básicas involucradas en la producción de cal viva e hidratada son las siguientes:

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• Cal Viva + Agua  Cal Hidratada + Calor (vapor)

 OXIDO DE CALCIO O CAL VIVA ()

Producto resultante de la calcinación de la piedra caliza en hornos a temperaturas próximas a los 1000º C. Está compuesto principalmente de óxidos de calcio y magnesio. En base a sus análisis químicos, las cales vivas pueden ser divididas en tres grandes grupos:

 Cal viva de alto contenido de calcio: Aquella que esta

constituida por alrededor de 95% de óxido de calcio (CaO) y menos de 5 % de óxido de magnesio (MgO) La producción de cal viva de alto contenido de calcio requiere de una roca caliza de alto contenido de calcio y una eficiente calcinación. Su producción sigue la siguiente secuencia química:

CaCO3 + Calor  CaO + CO2 ¬ (gas)

 Cal viva de dolomítica: Aquella que está constituida por

alrededor de 40 % de óxido de magnesio (MgO) y 57% de óxido de calcio (CaO) La producción de cal viva dolomítica requiere de una roca caliza dolomítica de alta pureza en calcio y magnesio. Su producción sigue la siguiente secuencia química:

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 Cal viva magnésica: Aquella que está constituida por un 5 a

35% de óxido del magnesio y 60 a 90% de óxido de calcio. La cal viva de magnésica es relativamente escasa y sólo está disponible en muy pocos lugares.

 HIDROXIDO DE CALCIO O CAL HIDRATADA

La Sociedad Americana para la Prueba de Materiales (ASTM) define al Hidróxido de Calcio como, "un polvo seco, blanco, obtenido del tratamiento de la cal viva con agua, hasta satisfacer su afinidad química con ésta, bajo un proceso denominado como hidratación".

La composición química de cal hidratada generalmente refleja la composición de la cal viva de que se deriva y de su método de hidratación. En general existen tres clases de cal hidratada:

 Cal hidratada de alto contenido de calcio: Aquella que es

producida partiendo de una cal viva de alto contenido de calcio. Contiene de 68 a 74% de óxido del calcio y 23 a 24% de agua en combinación química con el óxido del calcio.

CaO + H2O  Ca(OH)2 + Calor ¬ (vapor)

 Cal hidratada dolomítica tipo N: Aquella que es producida

partiendo de una cal viva dolomítica e hidratada a presión atmosférica normal; en este caso, el contenido de óxido de calcio se hidrata completamente pero, el contenido de óxido de magnesio se hidrata parcialmente, por lo general, una fracción que oscila entre el 5 y 20%. Normalmente el

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hidróxido de calcio dolomítico tipo N está compuesto de 46 a 48% de óxido del calcio, 33 a 34% de óxido de magnesio, y 15 a 17% de agua en combinación química con ambos elementos.

CaO • MgO + H2O a presión atmosférica  Ca(OH)2 • MgO

+ Calor ¬ (vapor)

 Cal hidratada dolomítica tipo S: Aquella que es producida

partiendo de una cal viva dolomítica e hidratada en autoclave o a presión atmosférica controlada. Este hidróxido de calcio contiene más del 92% de los óxidos de calcio y magnesio contenidos en la cal viva de la que proviene completamente hidratados. CaO • MgO + 2H2O  Ca(OH)2 • Mg(OH)2 + Calor ¬

(vapor)

Físicamente, la cal hidratada se clasifica mediante ciclones y despacha según los requisitos del cliente. El 75 a 95% del hidróxido de calcio de aplicaciones químicas debe pasar una malla 200. Algunas aplicaciones especiales requieren que el 99.5% pase una malla 325.

3.2.1. USOS ESPECÍFICOS

3.2.1.1. LA CAL EN LA ECOLOGÍA

Los usos medioambientales de la cal están vinculados al tratamiento de agua potable e industrial, tratamiento de las aguas del alcantarillado y sus lodos, recuperación de suelos contaminados con hidrocarburos y solventes