UNIVERSIDAD NACIONAL DEL CENTRO DEL PERÚ ESCUELA DE POSGRADO
UNIDAD DE POSGRADO DE LA FACULTAD DE INGENIERÍA QUÍMICA
DOCTORADO EN INGENIERÍA QUÍMICA Y AMBIENTAL
TESIS
PRESENTADA POR:
ORÉ VIDALÓN SALVADOR TEÓDULO
PARA OPTAR EL GRADO ACADÉMICO DE:
DOCTOR EN INGENIERÍA QUÍMICA Y AMBIENTAL
HUANCAYO - PERÚ 2015
RECUPERACIÓN DE LOS METALES PESADOS PRESENTES EN EL DRENAJE ÁCIDO DE MINA MEDIANTE LA PRECIPITACIÓN
SELECTIVA PARA SU POSTERIOR UTILIZACIÓN
i
ASESOR:
Dr. FERNÁN CHANAMÉ ZAPATA
ii
DEDICATORIA
Para Leonor, Salvador y Silvana por haberme brindado su tiempo y apoyo.
iii
AGRADECIMIENTO
Mi gratitud y agradecimiento a los doctores Luis Moncada y Anselmo Castillo docentes del Doctorado en Ingeniería Química y Ambiental de la Escuela de Posgrado de la Facultad de Ingeniería Química de la Universidad Nacional del Centro del Perú, por trasmitir conocimiento, apoyo y aliento en la culminación de objetivos.
Al Comité de Administración de los Recursos para la Capacitación (CAREC), del Ministerio de Energía y Minas por el financiamiento de los Estudios del Doctorado.
A Eugenio J. de Nava, de la Agencia Estatal del Consejo Superior de Investigación Científica de España, por estar siempre pendiente del apoyo bibliográfico.
iv RESUMEN
El presente trabajo de investigación tiene como objetivo evaluar el efecto del pH en la recuperación de los metales pesados presentes en el drenaje ácido de mina mediante la precipitación selectiva y establecer el modelo matemático que permita simular la sedimentación de los metales pesados presentes en el drenaje ácido de mina obteniendo agua tratada que cumpla las normas de calidad.
En base a los resultados de la precipitación selectiva y de las pruebas batch de sedimentación, se concluye que la recuperación de los metales pesados presentes en el drenaje ácido de mina, es posible mediante la variación del pH para su posterior utilización. Los diagramas de precipitación permiten establecer el pH adecuado para la mejor selectividad de los metales pesados estableciéndose una recuperación en hierro de 94,06 % a un pH de 4,285, de 88,42 % de recuperación del cobre a un pH de 5.811, de 84,13 % de recuperación del zinc a un pH de 8,025 y de 96,89 % de recuperación de manganeso a un pH de 10,385. En bases a la Teoría Constitutiva se pueden predecir los parámetros de la sedimentación, y que mediante las ecuaciones de continuidad del fluido y del sólido se realizó el modelamiento matemático de la sedimentación del drenaje ácido de mina para la precipitación selectiva en un sedimentador continuo, estableciéndose para un flujo volumétrico del sólido en la alimentación por área transversal (𝑞𝑠) de 2,5 x 10-8 m/s una altura del sedimento de 0,56 m.
Palabras clave: Drenaje ácido de mina.
v ABSTRACT
This research aims to evaluate the effect of pH on recovery of heavy metals from acid mine drainage by selective precipitation and establish the mathematical model to simulate the deposition of heavy metals present in the acid mine drainage getting treated water that meets quality standards.
Based on the results of selective precipitation and the batch settling tests, it is concluded that the recovery of heavy metals from acid mine drainage, it is possible by varying the pH for subsequent use. Precipitation diagrams allow to determine the appropriate pH for the best selectivity of heavy metals iron establishing a recovery of 94.06% at a pH of 4,285; of 88,42 % recovery of copper to a pH of 5,811, of 84,13% zinc recovery to a pH of 8,025 and 96,89 % recovery of manganese at a pH of 10,385. In theory Constitutive bases can be predicted sedimentation parameters, and the equations of continuity through the fluid and solid mathematical modeling of sedimentation of the acid mine drainage to selective precipitation in a continuous sedimentation took place, establishing volumetric flow for feeding solid cross- sectional area (𝑞𝑠) 2,5 x 10-8 m/s sediment height of 0,56 m.
.
Key words: Acid mine drainage
vi RESUMO
Esta pesquisa tem como objetivo avaliar o efeito do pH sobre a recuperação de metais pesados de drenagem ácida de mina por precipitação seletiva e estabelecer o modelo matemático para simular a deposição de metais pesados presentes na drenagem ácida recebendo água de mina tratada que atende aos padrões de qualidade.
Com base nos resultados de precipitação selectiva e o lote decantação testes, conclui-se que a recuperação de metais pesados da drenagem ácida de minas, que é possível através da variação do pH para uso subsequente. Diagramas de precipitação permitem determinar o pH apropriado para a melhor selectividade de metais pesados de ferro, que estabelece uma recuperação de 94,06 % a um pH de 4,285; de 88,42 % de recuperação de cobre a um pH de 5,811, de 84,13 % de recuperação de zinco a um pH de 8,025 e de 96,89 % de recuperação de manganês a um pH de 10,385. Em teoria bases constitutivas podem ser previstos parâmetros de sedimentação, e as equações de continuidade através da modelagem matemática de líquidos e sólidos de sedimentação da drenagem ácida de mina de precipitação seletiva em uma sedimentação contínua ocorreu, estabelecendo fluxo volumétrico de alimentação por área da secção transversal sólida (𝑞𝑠) 2,5 x 10-8 m/s, a altura do sedimento de 0,56 m.
Palavras-chave: Drenagem ácida de mina.
vii
ÍNDICE DE CONTENIDO
Carátula Asesor Dedicatoria Agradecimiento Resumen
Abstract Resumo
INTRODUCCIÓN 1
CAPÍTULO I
PLANTEAMIENTO DEL PROBLEMA 2
1.1. CARACTERIZACIÓN DEL PROBLEMA 2
1.2. FORMULACIÓN DEL PROBLEMA DE INVESTIGACIÓN 2
1.3. OBJETIVOS DE LA INVESTIGACIÓN 3
1.4. JUSTIFICACIÓN DE LA INVESTIGACIÓN 3
1.5. DELIMITACIÓN DE LA INVESTIGACIÓN 7
CAPÍTULO II
MARCO TEÓRICO 8
2.1. ANTECEDENTES DE LA INVESTIGACIÓN 8
2.1.1. ANTECEDENTES INTERNACIONALES 8
2.1.2. ANTECEDENTES NACIONALES 10
2.1.3. ANTECEDENTES LOCALES 11
2.2. BASES TEÓRICAS 12
2.2.1. OCURRENCIA DEL DRENAJE ÁCIDO DE MINA 12
viii
2.2.2. CONTROL Y TRATAMIENTO DEL DRENAJE ÁCIDO DE
MINA. 19
2.2.3. GENERACIÓN DE MATERIALES INDUSTRIALMENTE ÚTILES
A PARTIR DEL DRENAJE ÁCIDO DE MINA. 23
2.2.4. PRECIPITACIÓN SELECTIVA DEL DRENAJE ÁCIDO DE
MINA 27
2.2.5. LA ECUACIÓN DE LA CONTINUIDAD PARA UNA MEZCLA Y
SUS CONSTITUYENTES. 31
2.2.6. MODELO MATEMÁTICO DE LA SEDIMENTACIÓN CONTINUA 32
2.3. BASES CONCEPTUALES 36
2.3.1. SUPERSATURACIÓN 36
2.3.2. LÍMITE MÁXIMO PERMISIBLE (LMP) 39
2.3.3. SEDIMENTACIÓN
2.3.4. ELECTROLITO 37
2.4. HIPÓTESIS DE LA INVESTIGACIÓN 42
2.5. VARIABLES E INDICADORES 43
CAPÍTULO III
METODOLOGÍA DE LA INVESTIGACIÓN 45
3.1. TIPO DE LA INVESTIGACIÓN 45
3.2. NIVEL DE LA INVESTIGACIÓN 45
3.3. MÉTODOS DE INVESTIGACIÓN 45
3.4.DISEÑO DE LA INVESTIGACIÓN 45
3.5. POBLACIÓN Y MUESTRA 51
3.6. TÉCNICAS E INSTRUMENTOS DE RECOLECCIÓN DE DATOS 52
3.7 PROCEDIMIENTOS DE RECOLECCIÓN DE DATOS 55
3.8 TÉCNICAS DE PROCESAMIENTO Y ANÁLISIS DE DATOS 56 CAPÍTULO IV
RESULTADOS DE LA INVESTIGACIÓN 57 4.1. PRESENTACIÓN, ANÁLISIS E INTERPRETACIÓN DE LOS
DATOS 57
4.2. PROCESO DE LA PRUEBA DE HIPÓTESIS 66
ix
4.2.1 ASPECTOS DESCRIPTIVOS DE LAS VARIABLES 66
4.2.2 CONTRASTACIÓN DE LA HIPÓTESIS DE LA INVESTIGACIÓN 67
4.3. DISCUSIÓN DE RESULTADOS 76
CAPÍTULO V
APORTES DE LA INVESTIGACIÓN 79
5.1. APORTES TEÓRICOS-METODOLÓGICOS 79
5.1.1 MODELO INTEGRADO DE SEDIMENTACIÓN POR ZONAS EN UN REACTOR BATCH PARA EL DRENAJE ÁCIDO DE MINA
79
5.1.2 APLICACIÓN DE LA TEORÍA CONSTITUTIVA A LA
PRECIPITACIÓN DEL DRENAJE ÁCIDO DE MINA. 81
5.2 APORTES INSTITUCIONALES O ADPOSICIÓN DE
DECISIONES 84
CONCLUSIONES 87
SUGERENCIAS 87
REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS 88
ANEXOS 95
ANEXO 1
PROGRAMA EN MATHCAD 14 PARA DESARROLLAR EL DIAGRAMA DE PRECIPITACIÓN
93 ANEXO 2
PROGRAMA EN FORTRAN POWER STATION PARA LA DETERMINACIÓN DE LA ALTURA DE SEDIMENTO
102 ANEXO 3
CONSTANCIA DE ANALISIS 109
ANEXO 4
ESPECTROSCOPÍA DE INFRARROJOS CON TRANSFORMADA DE FOURIER
111
x
ÍNDICE DE TABLAS
Tabla 1.1.
Composición del drenaje del túnel Kingsmill 5
Tabla 1.2.
Metales pesados acumulados por año 5
Tabla 2.1
Bacterias de minerales sulfurados y sus condiciones de desarrollo 15 Tabla 2.2.
Referencias del National Center for Biotechnogy Information (NCBI) para microorganismos relacionados con el DAM.
16 Tabla 2.3
Características de los pigmentos de tipo ferrita sintetizados a partir del drenaje ácido de mina
27 Tabla 2.4
Límites máximos permisibles para la descarga de efluentes líquidos de actividades Minero-metalúrgicas
40 Tabla 3.1.
Preparación de la muestra sintética 52
Tabla 4.1.
Resultado de la precipitación selectiva de metales pesados 57 Tabla 4.2
Promedio de la precipitación selectiva 57
Tabla 4.3
Prueba de sedimentación batch 58
Tabla 4.4
Precipitación selectiva, recuperación y composición 62 Tabla 4.5
Resultados descriptivos por tratamiento y elementos analizados 66 Tabla 4.6
Distribución de los tratamientos en función del nivel de pH promedio 67 Tabla 4.7
Concentración de hierro. Resultados descriptivos 68 Tabla N° 4.8
ANOVA para la concentración de hierro 69
Tabla 4.9
Prueba de Duncan para la concentración de Hierro 69
xi Tabla 4.10
Concentración de cobre. Resultados descriptivos 70 Tabla 4.11
ANOVA para la concentración de Cobre 70
Tabla 4.12
Prueba de Duncan para la concentración de cobre 71 Tabla 4.13
Concentración de zinc. Resultados descriptivos 72
Tabla 4.14
ANOVA para la concentración de zinc 72
Tabla 4.15
Prueba de Duncan para la concentración de zinc 73
Tabla 4.16
Concentración de manganeso. Resultados descriptivos 74 Tabla 4.17
ANOVA para la concentración de manganeso 75
Tabla 4.18
Prueba de Duncan para la concentración de manganeso 75 Tabla 5.1
Datos para el modelamiento matemático de un sedimentador continuo 83 Tabla 5.2
Simulación de la sedimentación del drenaje acido de mina, en régimen permanente
83
xii
ÍNDICE DE FIGURAS Figura 2.1
Modelo para la oxidación de la pirita. 13
Figura 2.2
Procesos de Lodos de Alta Densidad (HDS) 20
Figura N° 2.3
Procesos de Neutralización y Coagulación Dinámica (NCD) 22 Figura 2.4
Etapa básica del Proceso de Precipitación Selectiva del DAM 28 Figura 2.5
Proceso de Precipitación Selectiva del drenaje ácido de mina 28 Figura 3.1.
Sistema de precipitación 54
Figura 3.2.
Prueba de sedimentación batch 55
Figura 4.1
Precipitación del hierro 59
Figura 4.2
Precipitación del cobre 59
Figura 4.3
Precipitación del zinc 60
Figura 4.4
Precipitación del zinc 60
Figura 4.5
Diagrama de precipitación del hierro 61
Figura 4.6
Diagrama de precipitación del cobre 63
Figura 4.7
Diagrama de precipitación del zinc 64
Figura 4.8
Diagrama de precipitación del manganeso. 65
Figura 4.9
Diagrama de precipitación de Fe, Cu, Zn y Mn 70 Figura 4.10
Recuperación de hierro, cobre, zinc y manganeso. 72 Figura 4.11
Índice de saturación 74
Figura 4.12
Prueba de sedimentación batch y modelo integrado por zonas. 76
1
INTRODUCCIÓN
El drenaje ácido de mina constituye uno de los mayores problemas ambientales producto de la actividad minera. Se han desarrollado diferentes métodos para su tratamiento desde procesos químicos activos de neutralización hasta métodos pasivos en los humedales artificiales. Sin embargo estos procedimientos solo contemplan la separación de los agentes contaminantes almacenándolos en depósitos que pueden volver a generar un grado de contaminación.
La tendencia mundial a reutilizar los desechos, proponen la posibilidad técnica y económica de utilizar la precipitación selectiva del drenaje ácido de mina para la recuperación de los metales pesados tales como el hierro, el cobre, el zinc y el manganeso y su reutilización posterior, logrando además obtener agua de calidad.
Esta posibilidad de la precipitación selectiva, se sustenta en los fundamentos del estudio de la termodinámica de las soluciones electrolíticas, y en la sedimentación considerando las propiedades constitutivas y las ecuaciones de continuidad del fluido y del sólido.
A pesar que estos procesos se han utilizado en la Ingeniería Química desde hace tiempo, en los últimos años ha recobrado su interés sobre todo en el modelamiento matemático.
2
CAPÍTULO I
PLANTEAMIENTO DEL PROBLEMA 1.1. CARACTERIZACIÓN DEL PROBLEMA
El drenaje ácido de mina es uno de los mayores contaminantes producidos por la actividad minera y que para su remediación, se han desarrollado sistemas industriales estandarizados como el HDS (lodos de alta densidad) y el NCD (Neutralización y coagulación dinámica); sin embargo estos sistemas generan una gran cantidad de lodos residuales que son almacenados constituyéndose en contaminantes potenciales. El tratamiento del drenaje ácido de mina del Túnel Kingsmill mediante el método HDS generará solo en metales pesados durante el periodo de vida útil de 25 años 165 402 TM. Los pasivos ambientales mineros en la Región Junín, de acuerdo al Plan de Acción Ambiental Regional, al 2021, (Gobierno Regional de Junín, 2014) han sido inventariados en 395, de los cuales veinte (20) son considerados como de Alto Riesgo y se ha dado inicio al proceso de gestión para su remediación, de acuerdo al (D. S. N° 003-2009 EM, 2009), sobre el Reglamento de pasivos ambientales de la actividad minera en donde se considera la reutilización. Nuestra propuesta en la presente investigación es la recuperación de estos metales pesados presentes en el drenaje ácido de mina mediante la precipitación selectiva para su posterior utilización.
1.2. FORMULACIÓN DEL PROBLEMA DE INVESTIGACIÓN 1.2.1. PROBLEMA GENERAL
¿Qué efecto tiene la precipitación selectiva en la recuperación de metales pesados presentes en el drenaje ácido de mina de los pasivos ambientales de alto riesgo de la Región Junín en el año 2015?
1.2.2. PROBLEMAS ESPECÍFICOS
a) ¿Cuál es el efecto del pH en la recuperación de los metales pesados presentes en drenaje ácido de mina de los pasivos ambientales de alto riesgo de la Región Junín en el año 2015
b) ¿Cuál es el modelo matemático que permite simular la sedimentación en la recuperación de los metales pesados del drenaje acido de mina
3
de los pasivos ambientales de alto riesgo de la región Junín en el año 2015?
c) ¿Cuál es la calidad del agua tratada que se espera obtener en la recuperación de metales pesados presentes en el drenaje ácido de mina de los pasivos ambientales de alto riesgo de la Región Junín en el año 2015?
1.3. OBJETIVOS DE LA INVESTIGACIÓN 1.3.1. OBJETIVO GENERAL
Determinar el efecto que tiene la precipitación selectiva en la recuperación de metales pesados presentes en el drenaje ácido de mina de los pasivos ambientales de alto riesgo de la Región Junín en el año 2015
1.3.2. OBJETIVOS ESPECÍFICOS
a) Evaluar el efecto del pH en la recuperación de los metales pesados presentes en el drenaje ácido de mina de los pasivos ambientales de alto riesgo de la Región Junín en el año 2015
b) Establecer el modelo matemático que permita simular la sedimentación en la recuperación de los metales pesados del drenaje acido de mina de los pasivos ambientales de alto riesgo de la región Junín en el año 2015.
c) Obtener agua de buena calidad en la recuperación de metales pesados presentes en el drenaje ácido de mina de los pasivos ambientales de alto riesgo de la Región Junín en el año 2015.
1.4. JUSTIFICACIÓN DE LA INVESTIGACIÓN 1.4.1. JUSTIFICACIÓN TEÓRICA
La recuperación de los metales pesados para su posterior utilización como coagulantes, pigmentos, catalizadores constituye en la presente investigación una adaptación teórica de la precipitación química como una función del pH y de la sedimentación.
1.4.2. JUSTIFICACIÓN PRÁCTICA
Mediante el desarrollo de la presente investigación es factible solucionar problemas que son ocasionados por los pasivos ambientales, ya que estos no tienen responsables de la contaminación que generan y su
4
tratamiento ocasionará gastos, por lo que, una recuperación para su posterior utilización puede generar ingresos.
1.4.3. JUSTIFICACIÓN METODOLÓGICA
El modelamiento de la precipitación química nos permite predecir el pH en el cual se produce la precipitación selectiva a partir de los conceptos termodinámicos y el modelamiento de la sedimentación nos permite establecer la altura del sedimento en un proceso continuo tomando en consideración la información de una sedimentación batch.
1.4.4. JUSTIFICACIÓN SOCIAL
Las comunidades, centros poblados y empresas minero-metalúrgicas que cuentan con pasivos ambientales o unidades que generan drenaje ácido de mina, tienen mediante los resultados de esta investigación, la posibilidad de recuperar los metales pesados presentes en su drenaje para su posterior utilización, constituyéndose además de un ingreso adicional y evitar el almacenamiento de grandes volúmenes de sedimentos.
1.4.5. JUSTIFICACIÓN DE CONVENIENCIA
El (D. S. N° 003-2009 EM, 2009) sobre el Reglamento de pasivos ambientales de la actividad minera, establece las modalidades mediante las cuales se asume la remediación voluntaria de un pasivo ambiental, una de las cuales comprende, la reutilización y reaprovechamiento.
Los estudios realizados por (AMEC, 2007) en la evaluación ambiental de la planta de tratamiento del agua ácida del Túnel Kingsmill, para Minera Perú Copper S.A. y los resultados de la (Agencia de Promoción de la Inversión Privada., 2005), con respecto a la composición del drenaje se resumen en la Tabla 1.1.
Los estudios del caudal se realizaron durante el período 1996 a 2005, estableciéndose un promedio de 1254 L/s y un caudal de diseño de 1400 L/s. Considerando estos datos y las cantidades de los metales pesados que se describen en la Tabla 1.1; para el promedio del caudal de 1254 L/s, las cantidades de metales pesados acumulados se detallan en la Tabla 1.2.
5
Si se considera el periodo de vida útil de la planta de tratamiento de 25 años, (considerar que a la fecha el drenaje ácido de mina del túnel Kingsmill tiene una vida de 70 años) el total de metales pesados acumulados será de 165 402 TM.
Tabla 1.1.
Composición del drenaje del túnel Kingsmill Parámetro Unidad Minera Perú
Copper S.A.
Proinversión (promedio) Total Disuelto
Q (m3/s) 1,254 1,16
pH 3,5 5,1
Temperatura °C 15,825
STS mg/L 150
Sulfato mg/L 1650 1455
Aluminio mg/L 4,30 3,5 1,435
Arsénico mg/L 0,75 <0,03 Cadmio mg/L 0,08 0,05
Cobre mg/L 4,3 4,3 2,728
Hierro mg/L 83 1,61 27,725
Plomo mg/L <0,05 <0,05
Manganeso mg/L 38 38 28,883
Zinc mg/L 42 42 27,050
Referencia: (AMEC, 2007), (Agencia de Promoción de la Inversión Privada., 2005)
Tabla 1.2.
Metales pesados acumulados por año mg/L TM/año
Cobre 4,3 170
Hierro 83 3 282
Manganeso 38 1 503
Zinc 42 1 661
TOTAL 6 616
Referencia: Elaboración propia
6
Esta cantidad de metales pesados serán acumulados en los lodos residuales tanto por el proceso de Lodos de Alta Densidad (HDS, High Density Sludge) o el proceso de Neutralización y Coagulación Dinámica (NCD), que son los procesos industriales estándares en el Perú para el tratamiento del drenaje ácido de mina.
La tendencia de la Ingeniería Química Verde, en la necesidad de reducir o eliminar el uso o generación de sustancias peligrosas en el diseño, manufactura y aplicación de los productos químicos de manera tal de prevenir la contaminación pone al ingeniero químico ante un cambio muy importante tanto en la forma de encarar la resolución de los problemas como en su formación profesional.
La propuesta del presente trabajo de investigación es plantear la posibilidad de recuperar cada uno de los metales pesados para ser utilizados en los diferentes procesos industriales, y no acumular residuos potencialmente contaminantes, dado que la inestabilidad de dichos lodos residuales pueden generar nuevamente drenajes.
La precipitación química de los metales pesados, es uno de los métodos de remediación ampliamente usados, sin embargo, la precipitación selectiva tiene que considerar además el manejo de los flujos, la dosificación adecuada de los reactivos y el control del pH.
1.5. DELIMITACIÓN DE LA INVESTIGACIÓN 1.5.1. DELIMITACIÓN ESPACIAL
Con la finalidad de poder establecer las interacciones de los metales pesados en la precipitación selectiva, se considera dentro de la delimitación espacial los drenajes ácidos de mina que comprenden los Pasivos Ambientales de Alto Riesgo- Junín generalizando sus contenidos en metales pesados de hierro, cobre, zinc y manganeso. (Gobierno Regional de Junín, 2014), (Compañía Minera Vichaycocha S. A. C., 2014) 1.5.2. DELIMITACIÓN TEMPORAL
La delimitación temporal se establece en la presente investigación para el año 2015, debido a que la legislación nacional en cuanto a los pasivos ambientales a establecido promociones para la remediación.
7 1.5.3. DELIMITACIÓN METODOLÓGICA
La precipitación selectiva en la presente investigación comprende dos etapas separadas, la precipitación química y la sedimentación, no se considera un proceso con recirculación.
El drenaje ácido de mina para las pruebas experimentales de la precipitación selectiva es una muestra sintética a partir de los sulfatos de hierro, cobre, zinc y manganeso en la proporción al drenaje ácido de mina de los pasivos ambientales de la Región Junín.
1.5.4. DELIMITACIÓN TEÓRICA
Aunque la mecánica de medios continuos es un modelo que permite investigar las propiedades de sólidos deformables y fluidos con gran precisión, hay que recordar que a escalas muy pequeñas la materia está hecha de átomos. Y esa naturaleza atómica de la materia da lugar a cierto tipo de microestructura heterogénea que viola alguno de los principios de la mecánica de medios continuos. Sin embargo, pese a esta dificultad, la mecánica de medios continuos es una aproximación válida en la mayoría de situaciones macroscópicas en las que la microestructura asociada a la naturaleza atómica de la materia puede ser ignorada.
8
CAPÍTULO II MARCO TEÓRICO
2.1. ANTECEDENTES DE LA INVESTIGACIÓN 2.1.1. ANTECEDENTES INTERNACIONALES
(Park , Yoo, Ji, Yang, & Baek, 2015) en su artículo “Selective recovery of dissolved Fe, Al, Cu, and Zn in acid mine drainage based on modeling to predict precipitation pH” publicado en Environmental Science and Polutation Research, volume 22, issue 4, pp 3013-3022, investigaron la recuperación selectiva del hierro, aluminio, cobre, zinc y níquel como una función del pH de la solución en equilibrio y fue simulado mediante el Visual MINTEQ. Basado en la simulación de los resultados, la predicción de los pHs para la precipitación selectiva de Fe, Al, Cu y Zn/Ni fueron determinados. La recuperación de los metales pesados usando la simulación fue superior al 99 %. Experimentalmente usando un drenaje ácido de mina artificial basado en los resultados de la simulación se confirmó la recuperación selectiva del Fe/Al/Cu/Zn y Fe/Al/Cu/Ni usando Na2CO3 los cuales fueron de 99,6/86,8/71,9/77,0 % y 99,2/85,7/73,3/86,1
% respectivamente. El drenaje ácido de mina artificial fue preparado disolviendo reactivos grado analítico (ACS) de FeCl3•H2O, Al2(SO4)3•18H2O, CuSO4•5H2O, ZnSO4•7H2O y NiSO4•6H2O en agua desionizada. En este estudio, Fe(III) fue usado para el componente del DAM artificial y el Fe(II) no fue considerado porque el Fe(II) puede ser fácilmente oxidado a Fe(III) por un agente oxidante. El pH inicial del DAM artificial fue de 2,35.
(Silva, Castro, Vigânico, Petter, & Homrich, 2012), en su estudio “Selective precipitation/UV production of magnetite particles obtained from the iron recovered from acid mine drainage” publicado en Minerals Engineering vol. 29 pág. 22–27 tienen como objetivo el desarrollo de la precipitación selectiva combinado con la foto-reducción para producir partículas de magnetita a partir del hierro presente en el drenaje ácido de mina. El proceso implicó la precipitación de hierro como Fe3+ a pH 3,6, la solubilización de hierro en un medio ácido, la aplicación de una técnica
9
fotoquímica para convertir parcialmente el Fe3+ en Fe2+, y, finalmente, una etapa de cristalización para la producción de los cristales de magnetita.
Las partículas de magnetita se prepararon y caracterizaron para ser usados como un pigmento para una pintura de color negro. El drenaje ácido de mina se recogió de un canal de drenaje cerca de un depósito de relaves en el estado de Santa Catarina (Brasil) y se sellaron en botellas de polietileno de alta densidad. En el laboratorio, los sólidos y escombros en las muestras de agua fueron retirados por decantación. Los sólidos en suspensión restantes se eliminaron por filtración a través de una membrana de 0,45 µm y se almacenaron a 4 °C. El drenaje ácido de mina se analizó para determinar el pH y la concentración de metales disueltos (Fe total, Fe2+, Fe3+, Al, Mn, Zn, Ca y Mg) y sulfatos. Los metales fueron analizados por espectroscopia de absorción atómica. La recuperación del hierro se consigue mediante la precipitación selectiva de 1 L de DAM a pH 3,6. El pH del DAM se incrementó con la adición de solución 4 N de NaOH para precipitar el hierro como hidróxido férrico/oxihidróxido. Este se separó por centrifugación a 3000 rpm. El sobrenadante se analizó para determinar el pH y las concentraciones de metales disueltos y sulfato.
Posteriormente, el pH se ajustó a 7,0 para llegar a los estándares para la descarga de aguas residuales. El precipitado obtenido a pH 3,6 se lavó con agua destilada a pH 3,6 ± 0,1, y finalmente se disolvió con 5 mL de ácido sulfúrico y se diluyó en 1 L de agua para lograr una solución a partir de la cual se produjo el hierro magnetita.
(Petrilakova, Balintova, & Holub, 2014), en su investigación “Precipitation of heavy metals from acid mine drainage and their geochemical modeling”
publicado en Selected Scientific Papers - Journal of Civil Engineering, volumen 9, número 1, pp. 79-86, se centran en la comparación de los resultados de laboratorio de la precipitación de los iones metálicos (Al, Mn, Zn, Cu y Fe) del DAM de Smolnik Creek, Eslovaquia con los resultados obtenidos por el software de modelamiento geoquímico Visual Minteq 3.0. Encontraron que la curva del efecto del pH sobre la precipitación de Al y Mn describen aproximadamente la misma línea. La comparación de la eficiencia de la precipitación de iones de Zn y Cu sobre
10
la base de los resultados experimentales y la evaluación del Visual Minteq 3.0 demostró que la precipitación fue hasta dos valores de pH por encima y explican que este fenómeno podría ser causado por el hecho de que el Visual Minteq 3.0 no está especializado en DAM, es decir, debido a su versatilidad podría dar lugar a imprecisiones en el modelado de la precipitación de iones en DAM. La razón de la precipitación de Fe en todo el intervalo de pH puede ser debido a la oxidación de Fe2+ a Fe3+ en presencia de oxígeno y la posterior precipitación en forma de Fe(OH)3, mientras que en el software se modela únicamente la precipitación de Fe2+
y Fe3+ separadamente.
(Wang, y otros, 2014) Investigaron la viabilidad de un proceso de tratamiento que combina la neutralización con cal y la sulfuración con sodio (NaHS) en la recuperación selectivamente del cobre (Cu) y zinc (Zn) sobre hierro (Fe) para la remediación del drenaje ácido de minas (DAM) generado en una mina de cobre abandonada situada en el este de Japón.
Por tratamiento de neutralización con cal, el Fe comenzó a precipitar cuando el pH del DAM se ajustó desde pH inicial 2,8 a pH 4, y totalmente precipitó por encima de pH 5. El Cu comenzó a precipitar entre pH 5-6, y totalmente precipitó por encima de pH 8. El Zn comenzó a precipitar a pH 7, y totalmente precipitó por encima de pH 9. Como resultado, el Cu y Zn coprecipitaron a pH 6-8 y no podían ser precipitados individualmente.
Mediante la adición de NaHS de 20 mg/L en el DAM a pH 2,8 sin ajuste de pH, todo el Cu precipitó mientras que Fe y Zn no lo hicieron. El Fe se precipitó selectivamente sobre Zn después por neutralización con cal a pH 5; sin embargo, la adición de un agente oxidante tal como 0,02 vol. H2O2
fueron necesarios. Después que el Cu y Fe se precipitaron el Zn fue precipitado por neutralización con cal por encima de pH 9.
2.1.2. ANTECEDENTES NACIONALES
(Cedrón, 2013), en su tesis de Maestría, “Elaboración de criterios para la transformación de pasivos mineros en activos socio - ambientales sostenibles” en la Pontificia Universidad Católica del Perú indica que la generación de aguas ácidas constituye siempre un riesgo en la etapa post extractiva de una operación minera. El encapsulamiento de los desechos
11
mineros debería ser una práctica obligatoria, así como la promoción luego del cierre de la mina de técnicas de tratamiento y refino de aguas ácidas mediante métodos pasivos (humedales con plantación de totora) y como alternativa al almacenamiento subaéreo de los relaves que suele requerir un tratamiento más prolongado de las aguas ácidas, existen métodos de almacenamiento subacuáticos de los relaves que reducen la generación de aguas ácidas y la necesidad de tratamiento.
(Corzo, 2015), en su tesis de Maestría “Impacto de los pasivos ambientales mineros en el recurso hídrico de la microcuenca quebrada Párac, distrito de San Mateo de Huanchor, Lima”, en la Pontificia Universidad Católica del Perú, indica que los pasivos ambientales mineros constituyen una de las principales fuentes de contaminación del recurso hídrico porque exponen al ambiente los sulfuros y, como resultado, estos producen drenaje ácido de mina. Estas aguas ácidas liberan los metales y metaloides (Pb, Cd, Cu, Mn, Zn y As) los cuales son transportados por los cursos de agua y pueden llegar hasta el hombre por medio de la bioacumulación en la cadena trófica. Este es el caso de los relaves de la antigua Compañía Minera Millotingo ubicados en el cauce del río Aruri en la parte alta de la microcuenca quebrada Párac, distrito de San Mateo de Huanchor, donde, aguas abajo, las comunidades de San José de Párac y San Antonio utilizan este recurso para regar sus cultivos de papa y alfalfa en época de estiaje.
(Del Valle, 2009), en su tesis de Maestría “Propuesta de modelo matemático para minimizar la contaminación por efluentes mineros”, en la Universidad Nacional Mayor de San Marcos, propone para efectos de controlar y disminuir el nivel de carga contaminante presente en los vertimientos mineros, el diseño de un modelo matemático de tasa retributiva que busca disuadir a las empresas mineras de seguir vertiendo sus efluentes mineros con elementos contaminantes que superen los límites máximos establecidos para cada elemento o parámetro contaminante.
2.1.3. ANTECEDENTES LOCALES
El drenaje ácido de mina del Túnel Kingsmill, es uno de los antecedentes más significativos en la Región Junín, ubicado en el distrito de Yauli, provincia de la Oroya, que ha merecido muchos estudios sobre todo para su tratamiento y que se encuentran reportados en la página Web del
12
Ministerio de energía y Minas (Ministerio de Energía y Minas, 2015) y que en la actualidad cuenta con una planta de tratamiento mediante el método HDS.
Los antecedentes en la Región Junín, con respecto al drenaje ácido de mina y a los pasivos ambiental constituyen básicamente, los reportes de las empresas mineras al Ministerio de Energía y Minas, los cuales se encuentran publicados en su página web o se pueden solicitar mediante el acceso a la información. Dentro de los pasivos ambientales de “Alto Riesgo de la Región Junín” se encuentran 55 pasivos ambientales generados por las actividades mineras en Santa Barbara de Carhyacayan y que se encuentran en el área de influencia de la Compañía Minera Vichaycocha SAC. Se cuenta con el “Estudio de impacto ambiental semidetallado del Proyecto de exploración Carhucayan”, (Compañía Minera Vichaycocha S. A. C., 2014).
El Ministerio de Energía y Minas a través de su página web tiene registrado el inventario de “Pasivos Ambientales Mineros”, (Ministerio de Energía y Minas, 2015)
2.2. BASES TEÓRICAS
2.2.1. OCURRENCIA DEL DRENAJE ÁCIDO DE MINA
En la naturaleza, los sulfuros permanecen en el subsuelo en ausencia de oxígeno y sólo una pequeña parte de estos depósitos afloran a la superficie. El drenaje se forma cuando los minerales que contienen azufre, principalmente la pirita (FeS2), se ponen en contacto con la atmósfera, produciendo su oxidación y formando ácido sulfúrico y hierro disuelto.
Como lo demuestra (Simate & Ndlovu, 2014) en la Figura 2.1. la oxidación de la pirita puede seguir varias vías que implica interacciones superficiales con O2 disuelto, Fe3+, y otros catalizadores minerales tales como MnO2
13 Fe2+ + S22-
Fe3+ + H2O SO42-
+ Fe2+ + H+
Fe(OH)3 + H+ O2
O2 FeS2
FeS2 + O2 + H2O
Figura 2.1.
Modelo para la oxidación de la pirita Referencia. (Simate & Ndlovu, 2014)
La biogeoquímica estudia los mecanismos por los cuales se genera el drenaje ácido de mina, una descripción de estos procesos los realizan (Akcil & Koldas, 2006) y (Simate & Ndlovu, 2014) cuyas reacciones son:
O H O Fe SO H
FeS 7 2 2 4 4
2 2 2 2 2 42 (2-1)
En presencia de oxígeno, el hierro ferroso sufre la reacción:
O H Fe
H O
Fe2 2(aq) 4 4 3 2 2
4 (2-2)
El hierro férrico que se produce puede oxidar nueva pirita (reacción 2-3) o precipitar como hidróxido férrico (reacción 2-4)
FeS2(s) 14Fe3 8H2O15Fe2 2SO42 16H (2-3) Fe3 3H2OFe(OH)3(s)3H (2-4) Estas reacciones generan acidez y liberan grandes cantidades de sulfatos, hierro y otros metales que contienen los sulfuros (As, Cd, Co, Cu, Pb, Zn y otros), produciendo un lixiviado tóxico. Este lixiviado reacciona con las rocas del entorno produciendo la hidrólisis de otros minerales y haciendo que se disuelvan otros elementos como Al, Ca, Mg, Mn, Na, Si, entre otros.
El potencial de una mina para generar acidez y producir contaminantes depende de varios factores. Estos factores que regulan la formación de drenajes ácidos se pueden identificar como primarios, secundarios y terciarios. Los factores primarios incluyen la producción de acidez, como las reacciones de oxidación. En los secundarios estarían el control de los productos de la reacción de oxidación, como las reacciones con otros
14
minerales que consumen ácido o las que producen neutralizaciones. Los factores terciarios se refieren a factores físicos de la gestión de los residuos en las minas. Estos factores influyen en las reacciones de oxidación, la producción de acidez y la migración de los contaminantes.
(Akcil & Koldas, 2006), describen los factores primarios que determinan la velocidad de generación del ácido, los cuales son:
pH
Temperatura.
Contenido de oxígeno de la fase gaseosa, si la saturación es menos que 100%.
Concentración de oxígeno en el agua.
Grado de saturación con agua.
Actividad química del Fe3+.
Área superficial de exposición del metal sulfurado.
Energía de activación química requerida para iniciar la generación del ácido.
Actividad de las bacterias.
Los factores físicos, biológicos y químicos son importantes para determinar la velocidad de generación ácida, dentro de los factores físicos, particularmente la permeabilidad de la roca, influye en el ingreso de oxígeno, el cual contribuye a una mayor velocidad de la reacción química.
La contribución fundamental de las bacterias para el desarrollo del DAM está bien establecido en (Auld, Myre, Mykytczuk, Leduc, & Merritt, 2013) sin embargo, la diversidad dentro de la comunidad microbiana en los sitios de DAM todavía no está bien caracterizado. Tradicionalmente, la diversidad microbiana se ensayó mediante el cultivo y la identificación de especies a través de la morfología, los requisitos de medios selectivos, y rasgos fisiológicos y bioquímicos.
La mayoría de las pruebas de Acidithiobacillus ferrooxidans ha implicado la oxidación de pirita (FeS2), sin embargo, la bacteria puede acelerar la oxidación de sulfuros de antimonio, galio, molibdeno, arsénico, cobre, cadmio, cobalto, níquel, plomo y zinc. Para que las bacterias se
15
desarrollen, las condiciones ambientales deben ser favorables. Por ejemplo, el acidithiobacillus ferrooxidans es más activos en el agua con un pH inferior a 3,2. Si las condiciones no son favorables, la influencia de las bacterias en la generación de ácido será mínima. En la Tabla 2.1 indicamos las bacterias de los minerales sulfurados y sus condiciones de desarrollo.
Comúnmente, otros metales también están presentes en el drenaje ácido de mina porque ellos también están presentes en las rocas, al igual que la pirita. Por ejemplo, hay una variedad de metales sulfurados que pueden ceder iones a la solución, pero ellos no generan acidez.
Tabla 2.1
Bacterias de minerales sulfurados y sus condiciones de desarrollo
Microorganismo pH Temp., °C Aeróbico Nutrición Thiobacillus thioparus 4,5 – 10 10 – 37 + Autotrófico Thiobacillus ferrooxidans 0,5 – 6,0 15 – 25 + Autotrófico Thiobacillus thiooxidans 0,5 – 6,0 10 – 37 + Autotrófico Thiobacillus neapolitanus 3,0 – 8,5 8 – 37 + Autotrófico Thiobacillus denitrificans 4,0 – 9,5 10 – 37 +/- Autotrófico Thiobacillus novellus 5,0 – 9,2 25 – 35 + Autotrófico Thiobacillus intermedius 1,9 – 7,0 25 – 35 + Autotrófico Thiobacillus perometabolis 2,8 – 6,8 25 – 35 + Autotrófico Sulfolobus acidocalderius 2,0 – 5,0 55 – 85 + Autotrófico Desulfovibrio desulfuricans 5,0 – 9,0 10 – 45 - Heterotrópico
Referencia: (Auld, Myre, Mykytczuk, Leduc, & Merritt, 2013)
16 Tabla 2.2.
Referencias del National Center for Biotechnogy Information (NCBI) para microorganismos relacionados con el DAM.
Especies Referencia NCBI Estado
Acidithiobacillus thiooxidans ATCC 19377 NZ
AFOH00000000.1 En construcción
At. feroooxidans NC 011206.1 Genoma completo
At. caldus SM-1 NC 015850.1 Genoma completo
At. ferrivorans SS3 NC 015942.1 Genoma completo
“Ferrovum myxofaciens” P3G NZ
JPOQ00000000.1 Cóntigo
Leptospirillum ferrooxidans C2-3 NC 017094.1 Genoma completo
L. ferriphilum ML-04 NC 018649.1 Genoma completo
Ferrimicrobium acidiphilum DSM 19497 NZ
JQKF00000000.1 En construcción Acidimicrobium ferrooxidans ICP NC 013124.1 Genoma completo Sulfobacillus acidophilus TPY NC 015757.1 Genoma completo
Sulfobacillus acidophilus NALT - Genoma completo
Sulfobacillus thermosuphidooxidans str.
Cutipay
NZ
ALWJ00000000.1 En construcción Sulfobacillus thermosuphidooxidans DSM
9293 PRJNA61271 Genoma completo
Alicyclobacillus acidocaldarius subsp.
acidocaldarius DSM 446 NC 013205.1 Genoma completo
“Ferroplasma acidarmanus” fer1 NC 021592.1 Genoma completo Thermoplasma acidophilum DSM 1728 NC 002578.1 Genoma completo
Referencia: (Méndez-García, y otros, 2015)
La oxidación de la esfalerita depende de una serie de factores, entre los que se encuentran la concentración de oxidantes, como O2 disuelto o Fe (III) en solución, la temperatura y el pH. Para la esfalerita se reportó un producto de solubilidad de 1·10-20.6 a 25 ºC en el agua.
La esfalerita en soluciones diluidas de Fe(III) tiene una velocidad de disolución de 7,0·10-8 molm-2s-1, con una energía de activación de 27 kJ mol-1 para un rango entre 25-60 ºC. La concentración de Fe(III) fue de 10-
17
3 M , que es similar a las concentraciones de hierro disuelto en las aguas ácidas de minas.
La reacción global de oxidación de la esfalerita pura, asumiendo que todo el sulfuro es oxidado a sulfato es:
2 2( ) 2 42 )
(s O aq Zn SO
ZnS (2-5)
Un examen de espectroscopia de fotoelectrones emitidos por rayos X (XPS) de la esfalerita oxidada mostró el desarrollo de una capa superficial de metal-sulfuro cuya formación en solución ácida está descrita por:
Zn S xZn xe
ZnS 1 x 2 2 (2-6)
Galena y chalcopirita son comúnmente asociadas con el ácido que generan los minerales, tales como la pirita y Pirrotina. Las soluciones ácidas de sulfato férrico, generadas a través de la oxidación de sulfuros de hierro pueden aumentar también la oxidación de los minerales sulfurados de plomo y cobre. En los medios naturales oxigenados, la galena supera a la anglesita, el cual es poco soluble a un pH por debajo de 6. La galena puede ser también oxidado por el Fe(III) en condiciones ácidas como:
8Fe3 4H2O 8H SO42 Pb2 8Fe2
PbS (2-7)
La oxidación de galena en el aire puede dar lugar a la formación de hidróxido de plomo y óxido de plomo. La oxidación en soluciones acuosas puede dar lugar a la formación de óxidos de plomo y sulfato de plomo en la superficie del producto. En ausencia de oxígeno, iones de plomo y sulfuro son liberados a la solución en forma de iones libres de plomo y sulfuro de hidrógeno. Esta reacción se debió a la acumulación de anglesita en la superficie del mineral.
Estudios de espectroscopia de fotoelectrones emitidos por rayos X (XPS) demostraron que superficies fracturadas de chalcopirita expuestas al aire forman una capa superficial de oxi-hidróxido férrico. En un tratamiento con ácido las superficies fracturadas de chalcopirita mostraron un aumento en el espesor de la capa de CuS2 y la presencia de azufre elemental, esto sugirió que la disolución de chalcopirita se pasiva por una capa delgada
18
(<1 m) de cobre. La capa superficial pasivada de cobre es el polisulfuro, CuSn, donde n.>2. La cinética de la disolución se describe como una mezcla de la difusión y reacción química cuya velocidad es controlada por la lixiviación del cobre polisulfurado.
La oxidación de calcopirita en presencia de iones férrico en condiciones ácidas puede expresarse como:
0 2
2 3
2 4Fe 5Fe Cu 2S
CuFeS (2-8)
El monitoreo del consumo de oxígeno, formación de azufre, hierro total, y concentración de Fe (II) en diferentes niveles de pH durante la oxidación de calcopirita, concluyó que los iones ferrosos catalizan la oxidación en un medio ácido, de acuerdo con la siguiente reacción:
O H S
Fe Cu
O H
CuFeS24 2 2 2 2 02 2
La oxidación de los minerales se puede representar mediante las siguientes reacciones:
Galena PbS(s)2O2(aq)Pb2 SO42 Millerita NiS(s)2O2(aq)Ni2 SO42
Greenockite CdS(s)2O2(aq)Cd2 SO42 (2-9) Covelita CuS(s)2O2(aq)Cu2 SO42
Calcopirita CuFeS2(s)4O2(aq)Cu2 Fe2 SO42
Arsenopirita, puede ser oxidada directa o indirectamente como se describe a continuación:
13 2( ) 6 2 4 3 4( ) 4 2 4 42 )
(
4FeAsS s O aq H O H AsO aq Fe SO (2-10)
H SO
Fe
aq AsO H aq
O O H Fe
s FeAsS
2 2
4
) ( 2
) ( 6 4
2 ) ( 2
2 4 2
4 3 2
2 3
(2-11)
La precipitación del arseniato con cal también es posible:
Ca Ca AsO s H aq
AsO
H ( ) 3 ( ) ( ) 6
2 3 4 2 3 4 2 (2-12)
19
2.2.2. CONTROL Y TRATAMIENTO DEL DRENAJE ÁCIDO DE MINA.
Una revisión sobre las opciones de remediación del drenaje ácido de mina presentan (Johnson & Hallberg, 2005) describiendo los procesos abióticos y los procesos biológicos, (Akcil & Koldas, 2006) describen la generación del drenaje ácido de mina, el control de la migración, los procesos en los humedales y los procesos de neutralización.
El estudio del drenaje ácido de mina en el Perú, se describe en la “Guía ambiental para el manejo del drenaje ácido de mina”, realizado por el Ministerio de Energía y Minas de acuerdo al Decreto Supremo Nº DS-016- 93-EM y sus modificaciones contenidas en el DS-059-93-EM.
Los procesos de tratamiento convencional desarrollados industrialmente son:
Los procesos de Lodos de Alta Densidad (HDS, High DensitySludge) el cual es hoy en día, el estándar en la industria del tratamiento del drenaje ácido de mina (Figura Nº 1). El proceso estándar es descrito por Cominco Engineering Service Limited CESL En lugar de ponerse en contacto con la cal directamente al drenaje ácido de mina, este sistema emplea el reciclado de lodos con lechada de cal para la neutralización. Para ello, los lodos de la parte inferior del clarificador son bombeados a un tanque de mezcla donde la cal es suficiente para neutralizar el drenaje ácido de mina al punto deseado de pH . Esto genera el contacto entre los sólidos y promueve la coagulación de partículas de cal en el precipitado reciclado.
20 Figura 2.2.
Procesos de Lodos de Alta Densidad (HDS) Referencia: (Bobbins, 2015)
El rebose de esta mezcla pasa al tanque de mezcla rápida, donde se controla el pH. El rebose del tanque de mezcla rápida, neutralizado pasa al reactor de cal, donde las reacciones de precipitación se producen. La aireación a menudo se añade a este reactor para oxidar el hierro ferroso a férrico. El hecho de que la cal y las partículas recicladas se combinen, favorece a la reacción de precipitación en la superficie de las partículas existentes, con lo que aumenta su tamaño y densidad. La lechada formada luego desborda a un tanque floculante para ponerse en contacto entre las partículas y un correcto floculante con la finalidad de promover un efluente eficiente por debajo de los límites máximos permisibles.
Sobre el proceso de lodos de alta densidad se han realizado diferentes modificaciones con la finalidad de obtener los mejores resultados y además considerar las características particulares de cada drenaje ácido de mina (Golder Associates Ltd, 2004).
El proceso de Neutralización y Coagulación Dinámica (NCD), patentado el 2004, por su inventor Villachica C. (2005), (SMALLVILL S.A.C.) como un procedimiento para la neutralización de aguas ácidas, precipitación de
21
metales disueltos y sedimentación de precipitados obtenidos mediante el uso de relaves mineros, es una alternativa viable para el tratamiento del drenaje ácido de mina del Túnel Kingsmill, cuya descripción del proceso presentada por su inventor es como se describe a continuación.
El Proceso NCD emplea un coagulante sólido externo para densificar los precipitados coloidales obtenidos en la neutralización; el mecanismo de adsorción es fundamentalmente electrostático y depende de la carga superficial de los coloides y de las partículas colectoras.
Pueden actuar como partículas colectoras el relave, escoria granulada, caliza fina, sílice, magnetita, dependiendo de su carga superficial, disponibilidad, costo y capacidad para adsorber los precipitados coloidales.
Este proceso de coagulación es rápido, generalmente toma menos de 1 minuto, y la velocidad de sedimentación se incrementa notablemente dependiendo de la densidad y tamaño de la partícula colectora. Como consecuencia de ello el tiempo de tratamiento se reduce al tiempo estrictamente requerido para la neutralización, es decir en el orden de 5 minutos.
La Planta NCD exhibe las ventajas siguientes frente al Proceso HDS:
Tiempos de retención mucho menores, de 5 a 6 minutos contra 50 a 60 minutos, reduciendo la dimensión de los Agitadores de 6 a 10 veces.
Mayor velocidad de sedimentación, reduciendo la dimensión del sedimentador de 3 a 5 veces. Mayor densidad del sedimento, reduciendo las dimensiones del depósito para su almacenamiento definitivo.
El precipitado adsorbido no ocupa un espacio adicional al espacio requerido por el colector. En consecuencia no se requiere construir otro depósito para los lodos de neutralización generados en este caso.
Consolidación más rápida y completa del sedimento debido al carácter granular del colector; ello facilita notablemente el cierre del depósito.
En algunas circunstancias (Planta Victoria) el relave empleado como colector es consumidor de ácido y reduce significativamente el consumo de cal.
22
El costo de inversión es mucho menor y el de operación significativamente menor.
La Planta es muy compacta y puede ser construida en un plazo mucho más corto.
Figura N° 2.3.
Procesos de Neutralización y Coagulación Dinámica (NCD) Referencia: (Villachica, 2015)
En el Perú, la planta de NCD instalada para tratar el efluente del Túnel Victoria costó alrededor de 1,6 millones de dólares y maneja un caudal hasta de 520 L/s de efluente ácido. Se muestra en la Figura 2.2 el diagrama de flujo de esta Planta.
Ambos procesos requieren de la disposición de los lodos, que en el caso del drenaje ácido de mina del Túnel Kingsmill durante la vida útil del proyecto será de 165 402 TM solo en metales pesados sin considerar el sulfato de calcio en exceso en el proceso HDS y los relaves en el proceso NCD
Se vienen desarrollando nuevas propuestas en los procesos de remediación del drenaje ácido de mina, como son los trabajos de
Tanque de neutralización
(5 minutos) Tanque de coagulación (1 minuto) Cal en solución
Aguas ácidas
Pulpa de relave
Agua tratada
Lodo con 40 % De sólidos Al depósito de
relaves Floculante
23
(Kastyuchik, 2015) en la neutralización del drenaje ácido de mina, Doshi, S.(2006), describe la bioremediación del drenaje ácido de mina usando la reducción bacteriana de sulfatos, así como también la utilización de reactores de lecho fijo para la reducción de sulfatos como lo describe Remoundaki, E. y otros (2008), Da Silveira N. A., Silva R. y Rubio J. (2009) consideran el tratamiento del drenaje ácido de mina el el Brasil mediante los procesos activos.
Sin embargo, los métodos de precipitación química, son los más factibles económicamente, como lo demuestra el Estudio de Factibilidad de Minera Perú Copper S.A. (2007), para el tratamiento de aguas ácidas del Túnel Kingsmill, tecnología propuesta por AMEC.
2.2.3. GENERACIÓN DE MATERIALES INDUSTRIALMENTE ÚTILES A PARTIR DEL DRENAJE ÁCIDO DE MINA.
Una posible manera de extender el uso de los recursos naturales es la recuperación de los productos potencialmente valiosos, como algunos de los metales precipitados del DAM.
Producción de coagulantes
Los lodos del DAM pueden ser utilizados para la producción de coagulantes, los coagulantes utilizados para el tratamiento del agua son sales inorgánicas predominantemente de hierro férrico o aluminio. Las sales de aluminio, incluyendo sulfato de aluminio y cloruro de aluminio, además de los reactivos con iones metálicos tales como el sulfato de poli- aluminio y cloruro de poli-aluminio, son los coagulantes más utilizados para el tratamiento del agua. Una posible alternativa es el uso de coagulantes a base de hierro, tales como cloruro férrico, sulfato férrico, o poli-sulfato férrico en lugar de las sales de aluminio. Sin embargo, los coagulantes compuestos por una mezcla de ambas sales de aluminio y de hierro también se pueden aplicar en el tratamiento del agua. Un estudio realizado por Jiang y Graham (2003) demostró que un poli-alumino-sulfato de hierro coagulante (PAFS) logra, en las pruebas de tratamiento de agua, ya sea una eliminación mayor o similar en términos de porcentaje de color y carbono orgánico disuelto en comparación con otros coagulantes
24
convencionales. Los autores demostraron que la PAFS permitió menores concentraciones residuales de iones metálicos en el agua potable (Fe y Al) en comparación con la SSP, FS y AS.
El objetivo de este trabajo fue producir un sulfato coagulante poli-alumino- hierro por precipitación química de drenaje de minas de carbón ácido (PAFS-SP/AMD) y luego se comparó su eficacia con otros coagulantes, más convencionales, en el proceso de tratamiento del agua.
El hierro y aluminio se recuperaron de la AMD por un / proceso de precipitación selectiva de oxidación. La AMD se aireó durante 24 horas a pH 2,5 a 3,0 para convertir todo el Fe2 + a Fe3 +. La cantidad de hierro ferroso se monitorizó mediante el método de dicromato de potasio (Jeffery et al., 1989). El pH de la solución se aumentó y se mantuvo a 5,0 ± 0,1, con la adición de solución de NaOH 4 mol / L, para precipitar el hierro y el aluminio como hidróxido de metal, que se separó más lejos de la AMD por centrifugación a 3000 rpm. Este pH fue elegido para lograr la máxima recuperación de hierro férrico y el aluminio y para evitar la presencia de metales indeseables "tales como manganeso y cinc (Wei et al., 2005). El precipitado se lavó con agua destilada a pH 5,0 ± 0,1, se resuspendió y se centrifugó (este ciclo se repitió tres veces). El precipitado final se disolvió en ácido sulfúrico para lograr una solución clara, que se utilizó como el coagulante químico (PAFS-SP / AMD). El PAFS-SP/AMD y los PFS comerciales y PAS fueron analizados en términos de los metales disueltos (Fe, Al, Ca, Mg, Mn, Zn, Cu, Cr, Cd, Pb y As) y sulfato. Análisis de metal se llevaron a cabo por plasma acoplado inductivamente (ICP) espectroscopia utilizando un espectrómetro Perkin Elmer Optime 2100.
Concentraciones de sulfato se determinaron por el método gravimétrico después de la ignición del residuo. Ambos métodos siguieron el método estándar'' para el Análisis de Aguas y Aguas Residuales "(Eaton et al., 2005). La densidad de los agentes de coagulación se determinó gravimétricamente en matraces volumétricos de 10 ml.
25 Producción de pigmentos
Los pigmentos goethita (amarillo), hematita (rojo) y magnetita (negro).son los que tienen mayor posibilidad de ser obtenidos por la precipitación selectiva para la recuperación del hierro del DAM. (Silva, Dias, Petter, &
Homrich, 2011), (Silva R. , 2010)
La primera etapa consiste en la precipitación de hierro a pH 3,6 ± 0,1 con hidróxido de hierro con el que se obtiene un buen nivel de pureza y el lavado del lodo con agua.
Producción de goethita
La síntesis de la goethita a partir del Fe3+ implica la preparación de un complejo denominado ion hexaaquahierro (Reacción 02) y un precipitado fresca de ferrihidrita (Fe5HO8.4H2O) (Reacción 03) mediante la adición de hidróxido de potasio a un pH de alrededor de 12,0
𝐹𝑒(𝑂𝐻)3(𝑠)+ 3𝐻𝑁𝑂3(𝑎𝑞) → ([𝐹𝑒(𝑂𝐻)6]3+)
([𝐹𝑒(𝑂𝐻)6]3+)𝑛+ 𝐾𝑂𝐻(𝑎𝑞)→ (𝐹𝑒5𝐻𝑂8∙ 4𝐻2𝑂)𝑛(𝑠)
En estas condiciones, el precipitado formado inicialmente se disuelve, liberando una especie iónica de hierro trivalente (𝐹𝑒(𝑂𝐻)4−) que se reagrupará en núcleos cristalinos, iniciando el proceso de crecimiento de la goethita (FeOOH):
(𝐹𝑒5𝐻𝑂8∙ 4𝐻2𝑂)𝑛(𝑠) → [𝐹𝑒(𝑂𝐻)4−](𝑎𝑞)
[𝐹𝑒(𝑂𝐻)4−](𝑎𝑞)→ 𝐹𝑒𝑂𝑂𝐻(𝑠)
Producción de hematita
La goethita se puede convertir en hematita (Fe2O3) por deshidroxilación térmica o hidrotérmica. El método más conveniente es por deshidroxilación térmica (Reacción 6), debido a las condiciones de reacción y la estabilidad final del producto formado.
𝐹𝑒𝑂𝑂𝐻(𝑠)→ 𝐹𝑒2𝑂3(𝑠)+ 𝐻2𝑂(𝑔)
