polucion de aguas subterraneas drenaje acido de roca y aguas ...

cerena.ist.utl.pt

polucion de aguas subterraneas drenaje acido de roca y aguas ...

ORGANIZACIÓN Red MASyS/ORGANIZAÇÃO Rede MASyS

Red Iberoamericana de Medio Ambiente Subterráneo y Sostenibilidad

Rede Ibero‐americana de Meio Ambiente Subterrâneo e Sustentabilidade

4ª JORNADA IBEROAMERICANA DE MEDIO AMBIENTE SUBTERRÁNEO Y SOSTENIBILIDAD

MEDIO AMBIENTE SUBTERRÁNEO: CONTAMINACIÓN DE AGUAS

SUBTERRÁNEAS

MASyS 2011-3

ACTAS DE LOS TRABAJOS TÉCNICO-CIENTÍFICOS

4ª JORNADA IBERO-AMERICANA DE MEIO AMBIENTE SUBTERRÂNEO

E SOSTENIBILIDADE

MEIO AMBIENTE SUBTERRÂNEO: CONTAMINAÇÃO DE ÁGUAS

SUBTERRÂNEAS

MASyS 2011-3

ACTAS DOS TRABALHOS TÉCNICO-CIENTÍFICOS

POLUCION DE AGUAS

SUBTERRANEAS

DRENAJE ACIDO DE ROCA Y

AGUAS ACIDAS DE MINA

USO DE AGUAS

ORGANIZACIÓN CYTED/ORGANIZAÇÃO CYTED Nov 2011


4ta JORNADA EN ORURO

BOLIVIA

Noviembre de 2011


Medio ambiente subterráneo y sostenibilidad:

CONTAMINACIÓN DE AGUAS SUBTERRÁNEAS

Meio ambiente subterráneo e sustentabilidade:

CONTAMINAÇÃO DE ÁGUAS SUBTERRÂNEAS

SERIE: Medio ambiente subterráneo y sostenibilidad

SÈRIE: Meio ambiente subterráneo e sustentabilidade

LIBRO 4

LIVRO 4

ORURO, 2011


Medio ambiente subterráneo y sustentabilidad - CYTED 13

Actas de la Reunión de Oruro–Bolivia

Noviembre 2011

Primera Edición – Córdoba - Argentina

Editores:

Ministerio de Industria, Comercio y Trabajo de Córdoba

Ciencia y Tecnología para el Desarrollo - CYTED, 2011.

Formato: Internet

Fecha de Catalogación: 06/12/2011

ISBN 978-987-26200-4-2

CDD 333.7


9, 10 y 11 de Noviembre de 2011

9, 10 e 11 de Novembro de 2011

Desarrollo Industrial Sustentable: Llave para la Responsabilidad Social

Desenvolvimento Industrial Sustentável: Chave para a Responsabilidade Social

EDITOR

Vidal Navarro Torres

Dr. Ingeniero de Minas

Centro de Recrusos Naturais e Ambiente, IST Universidade Técnica de Lisboa

COEDITOR

Juan Pablo Ferreira Centeno

Geólogo – Analista de Sistemas

Secretaria de Minería de la Provincia de Córdoba, Argentina


MASyS 2011-4, Organizado por:

MASyS

Red Iberoamericana de Medio Ambiente Subterráneo y

Sostenibilidad

Rede Ibero-americana de Meio Ambiente Subterrâneo e

Sustentabilidade

MASyS 2011-4, financiado por:

CYTED

Programa Iberoamericano de Ciencia y Tecnología para el

Desarrollo

Programa Ibero-americano da Ciência e Tecnologia para o

Desenvolvimento

CYTED - AREA 3

Promoción del Desarrollo Industrial

Promoção do Desenvolvimento Industrial


ORGANIZACIÓN CYTED/ORGANIZAÇÃO CYTED

Programa Iberoamericano de Ciencia y Tecnología para el desarrollo

Programa Ibero-americano de Ciência e Tecnologia para o desenvolvimento

Fernando Aldana Mayor

Secretario General del Programa CYTED

Secretario Geral do Programa CYTED

Gestor: Roberto C. Villas-Bôas

CYTED-3: Promoción del Desarrollo Industrial

CYTED-3: Promoção e Desenvolvimento Industrial

ORGANIZACIÓN Red MASyS

ORGANIZAÇÃO Rede MASyS

Red Iberoamericana de Medio Ambiente Subterráneo y Sostenibilidad

Rede Ibero-americana de Meio Ambiente Subterrâneo e Sustentabilidade

Carlos Dinis da Gama

Vidal Félix Navarro Torres

Coordinación/Coordenação


Responsables de Grupos de Investigación/Responsáveis dos Grupos de Investigação

José Enrique Sánchez Rial Grupo G1

Gerardo Zamora Echenique Grupo G2

Adilson Curi Grupo G3

Vilma Dolores Pazmiño Quiña Lucía Grupo G4

Rafael Barrionuevo Gimenez Grupo G5

Mario Sánchez Medina Grupo G6

Diosdanis Guerrero Almeida Grupo G7

Walter Ramírez Meda Grupo G8

Jaime Alberto Huamán Montes Grupo G9

Ernesto Osvaldo Aduvire Pataca Grupo G10

Vidal Félix Navarro Torres Grupo G11

Beatriz Olivo Chacin Grupo 12


GRUPOS DE INVESTIGACIÓN/GRUPOS DE INVESTIGAÇÃO

Red Iberoamericana de Medio Ambiente Subterráneo y Sostenibilidad

Rede Ibero-americana de Meio Ambiente Subterrâneo e Sustentabilidade

MASyS

ARGENTINA – G1

José Enrique Sánchez Real

Daniel Jerez

Ana María Cabanillas

Juan Pablo Ferreira Centeno

BOLIVIA – G2

Gerardo Zamora Echenique

Antonio Salas

Octavio Hinojosa

Cinda Beltrán

BRASIL – G3

Adilson Curi

Wilson Trigueiro de Sousa

José Margarida da Silva

Hernani Mota da Lima

Zuleica C. Castilhos

ECUADOR – G4

Vilma Dolores Pazmiño Quiña

Milton Carrasco

Marcelo Córdoba

Raúl Guzmán

ESPAÑA – G5

Rafael Barrionuevo Gimenez

José María Lanaja del Busto

Enrique Orche García

CHILE – G6

Mario Sánchez Medina

Froilan Vergara

Fernando Parada

CUBA – G7

Diosdanis Guerrero Almeida

Roberto Blanco Torrens

José Otaño Noguel

Juan Manuel Montero Peña

Eulicer Fernández Maresma

MÉXICO – G8

Walter Ramírez Meda

José de Jesús Bernal Casillas

Luis Manuel Martínez Rivera

Javier García Velasco

Ulises Ramírez Sánchez

PERÚ – G9

Jaime Alberto Huamán Montes

Hugo Gutiérrez Orosco

Juan Julio Zaga Huamán

Indalecio Quispe Rodríguez

PERÚ – G10

Ernesto Osvaldo Aduvire Pataca

Hugo Aduvire Pataca

Juan de Dios Menéndez Cruz

Vicente Edilberto Contreras

Pareja

PORTUGAL – G11

Vidal Félix Navarro Torres

Carlos Dinis da Gama

Gustavo André Paneiro

Maria Matilde da Costa

Paula Falcão Neves

Pedro A. Marques Bernardo

VENEZUELA – G12

Beatriz Olivo Chacin

Mónica Martiz

Nelson Barreat

Guillermo Tinoco

Gilberto Delgado


PRESENTAÇÃO

Aos formandos da 2ª Jornada da rede MASyS apraz-me registar a satisfação que sentimos

por nos permitirem dialogar e meditar sobre o Meio Ambiente Subterrâneo, considerado

como área preferencial de trabalho de muitos milhares de seres humanos.

É essencial garantir, cada vez mais, que o ambiente subterrâneo possua característica

adequados de segurança e de conforto para as pessoas, onde seja sempre possível

desenvolver trabalhos de investigação destinados a melhorar esses níveis qualitativos, a par

de se assegurar a viabilidade económica dos empreendimentos, sejam eles de mineração ou

de obras de construção sub-superficial.

São qualidade a desenvolver nesta oportunidade todas aquelas que contribuam para o bemestar

das pessoas envolvidas, das empresas a que pertencem, das regiões ou países onde

residem e, de modo geral, do género humano a que todos pertencemos. Felicidades para

todos vós e para as vossas famílias.

Carlos Dinis da Gama

Coordenador

Rede Ibero-americana de Meio Ambiente Subterrâneo e Sustentabilidade

15


PRÓLOGO

Cuando hablamos de los problemas ambientales, estamos habituados a relacionar con la

protección ambiental de los componentes aire, agua, suelo o roca y la biodiversidad,

incluido el hombre como componente principal.

Esta justa preocupación deja a lado los difíciles problemas ambientales que ocurren en el

ambiente subterráneo, que son abordados solo a nivel de seguridad y salud ocupacional; a

pesar de que también en el mundo subterráneo están presentes todos los componentes

ambientales existentes en el ambiente exterior, donde las alteraciones ambientales son,

muchas veces, mas críticas y graves que el ambiente exterior.

Es en ese sentido que la Red Temática “Medio Ambiente Subterráneo y Sostenibilidad”

MASyS-CYTED adopta un enfoque totalmente innovador sobre este delicado problema,

volcando sus esfuerzos a la transferencia tecnológica y formación de profesionales y

técnicos del sector de la minería subterránea y obras subterráneas de Iberoamérica en el

tema de la Ingeniería Ambiental Subterránea, a través del desarrollo de una serie de

jornadas técnico-científicas e que en el presente libro se publican los abordados en Quito

con el tema de “Investigación e Innovación”.

Vidal Navarro Torres

Representante del Grupo G11 de Portugal

Rede Ibero-americana de Medio Ambiente Subterráneo e Sostenibilidad

16


INDICE DE CONTENIDOS

17


ÍNDICE DE TRABAJOS TÉCNICO-CIENTÍFICOS

ÍNDICE DOS TRABALHOS TÉCNICO-CIENTÍFICOS

Capitulo 1:

DRENAJE ÁCIDO Y CONTAMINACIÓN DE AGUAS SUBTERRÁNEAS

DRENAGEM ÁCIDA E CONTAMINAÇÃO DE AGUAS SUBTERRÂNEAS

DRENAJES ÁCIDOS DE MINA: Alternativas de tratamiento

José Enrique Sánchez Rial y Juan Pablo Ferreira Centeno – Secretaría de

Minería de Córdoba - Argentina

AVALIAÇÃO DE COBERTURA SECA DE ENTULHO DE CONSTRUÇÃO

CIVIL PARA REMEDIAÇÃO DE DRENAGEM ÁCIDA EM MINA

Natália Cristiane De Moraes, José Margarida Da Silva y Adilson Curi – Univ.

De Ouro Preto - Brasil

EVALUACIÓN DE LA CALIDAD DEL AGUA EN LA MINA SUBTERRÁNEA

DE WOLFRAMIO DE PORTUGAL

V. F. Navarro Torres y N.R. Singh - Centro de Recursos Naturais e Ambiente,

Universidade Técnica de Lisboa, Portugal

NEUTRALIZAÇÃO NATURAL POR CARBONATOS EM MINAS

SUBTERRÂNEAS COM FORMAÇÃO DE DRENAGEM ÁCIDA

Luciano Santos Tomazi Pena, Adilson Curi y José Margarida Da Silva – Univ.

De Ouro Preto - Brasil

CARACTERIZACION Y MENEJO DEL AGUA SUBTERRANEA EN EL

DISTRITO MINERO SAN GERARDO

Vilma Pazmiño Quiña - Empresa Terrambiente Consultores, Ecuador

ANÁLISIS DE ALTERNATIVAS DE SANEAMIENTO DE SITIOS

AFECTADOS POR DRENAJES ÁCIDOS OCASIONADOS POR

ACTIVIDADES MINERAS EN MÉXICO

Walter Ramírez-Meda, José de Jesús Bernal-Casillas y Juan Villalvazo-Naranjo

- Universidad de Guadalajara, México

Capitulo 2:

CONTROL DE CONTAMINACIÓN DE AGUAS SUBTERRÁNEAS Y SOSTENIBILIDAD

CONTROLE DA CONTAMINAÇÃO DE AGUAS SUBTERRÂNEAS E SUSTENTABILIDADE

SOSTENIBILIDAD AMBIENTAL DE AGUA DE MINA EN LA MINERÍA 123

SUBTERRÁNEA DE TUNGSTENO

V. F. Navarro Torres, N.R. Singh y A. G. Pathan - Centro de Recursos

Naturais e Ambiente, Universidade Técnica de Lisboa, Portugal

RECUPERACIÓN DE METALES DE DRENAJES ÁCIDOS DE MINA: El 133

papel de la minería

José Enrique Sánchez Rial y Juan Pablo Ferreira Centeno – Secretaría de

Minería de Córdoba - Argentina

ESTUDIO DE DESULFURIZACIÓN DE RELAVES GENERADORES DE DAR, 145

ANTES DE SU DISPOSICIÓN FINAL, COMO ALTERNATIVA DE MANEJO

Y MITIGACIÓN DE IMPACTO AMBIENTAL

Gerardo Zamora Echenique, Octavio Hinojosa Carrasco y Antonio Salas

Casado – Universidad Técnica de Oruro, Bolivia

19

25

49

69

77

87

99


ALTERNATIVAS PARA EL MANEJO DE LA POLUCIÓN DE AGUAS

ÁCIDAS SUBTERRÁNEAS EN LA MINERÍA DEL COBRE

Fernando Parada, Froilán Vergara, Mario Sánchez - Universidad de

Concepción, Chile

CONTROL DE LAS AGUAS DURANTE LA EXPLOTACIÓN MINERA

SUBTERRÁNEAS EN CUBA

Diosdanis Guerrero Almeida yArmando Cuesta Recio - Instituto Superior

Minero Metalúrgico de Mona, Cuba

TRATAMIENTO POR FLOTACIÓN DEL DRENAJE ÁCIDO DE MINA

GRANDE DEL COBRE

Beatriz Ramírez Serrano, Alfredo Lázaro Coello Velázquez y Juan María

Menéndez Aguado - Cuba

ADSORCIÓN EN ZEOLITA Y CARBÓN ACTIVADO PARA LA

ELIMINACIÓN DE METALES PESADOS EN MEDIO ACUOSO

José de Jesús Bernal-Casillas, Walter Ramírez-Meda y Juan Villalvazo-Naranjo

- Universidad de Guadalajara, México

INVESTIGACIÓN PARA EL TRATAMIENTO PASIVO DE LOS EFLUENTES

DE METALES PESADOS SOCIEDAD MINERA CORONA – EX – UNIDAD

DE PRODUCCIÓN CAROLINA I

Jaime Alberto Huamán Montes - Universidad Nacional de Huamanga, Perú

TECNICAS DE PREVENCION Y CONTROL DE LA GENERACION ACIDA

EN MINERIA

Osvaldo Aduvire – S.V.S. Ingenieros S.A.C, Perú

DIMENSIONADO DE SISTEMAS DE TRATAMIENTO DE AGUAS ACIDAS

DE MINA

Osvaldo Aduvire y Nereyda Loza– S.V.S. Ingenieros S.A.C, Perú

PRODUCCIÓN MÁS LIMPIA Y BUENAS PRÁCTICAS EN EL MANEJO DE

AGUAS EN MINAS SUBTERRÁNEAS

Beatriz Olivo Chacin – Centro Venezolano de Producción Más Limpia,

Venezuela

Capitulo 3:

CASOS PRÁCTICOS A NIVEL INDUSTRIAL

CASOS ESTUDO A NÍVEL INDUSTRIAL

ESTUDIO DE LA CALIDAD DE LAS AGUAS SUBTERRÁNEAS DE

275

CONSUMO Y DE RIEGO EN LAS ÁREAS MINERAS DEL DEPARTAMENTO

DE ORURO - BOLIVIA

Gerardo Zamora (UTO) , Clio Bosia (IRD), Corinne Casiot (IRD) , Jacques

Gardon (IRD) y Pedro Vallejos (UTO)

LAVRA SUSTENTÁVEL E MONITORAMENTO DE AQUÍFEROS

291

TERMAIS NA INDÚSTRIA TURÍSTICA DE CALDAS NOVAS E RIO

QUENTE

Carlos Enrique Arroyo Ortiz, José Fabio de Carvalho Haesbaert, José

Fernando Miranda y Adilson Curi – Univ. De Ouro Preto - Brasil

ESTUDO DE ÁREA CONTAMINADA POR Hg NO MUNICÍPIO DE

301

DESCOBERTO – MINAS GERAIS

José Fernando Miranda, Adilson Curi y Carlos Enrique Arroyo Ortiz – Univ. De

Ouro Preto - Brasil

A GESTÃO DE RECURSOS HÍDRICOS NO ÂMBITO DA MINERAÇÃO 311

BRASILEIRA

José Fernando Miranda y Janine Rodrigues Figueiredo – Univ. De Ouro Preto -

Brasil

20

157

167

181

195

211

223

235

249


REGIME HIDROLÓGICO DA ANTIGA MINA SUBTERRÂNEA DE

323

GERMUNDE EM PORTUGAL

José Margarida Da Silva y Adilson Curi – Univ. De Ouro Preto - Brasil

O REBAIXAMENTO DO NÍVEL D’ÁGUA NA MINERAÇÃO A CÉU ABERTO 339

NO BRASIL E SUAS IMPLICAÇÕES SÓCIO-AMBIENTAIS

José Fernando Miranda Hernani Mota de Lima y Samuel Oliveira Lamounier –

Univ. De Ouro Preto - Brasil

USO DE AGUAS SUBTERRANEAS EN LOS PROCESOS DE TRATAMIENTO 349

DE MINERALES Y RELLENO DE GALERIAS EN EL PROYECTO RIO

BLANCO

Jaime Jarrin Jurado - Universidad Técnica de Oruro, Bolivia

PROYECTO DE CODIFICACION DE LA NORMATIVA TECNICO-LEGAL 361

DE SEGURIDAD Y PROTECCION AMBIENTAL EN LA MINERIA

SUBTERRANEA Y OTRAS EN LOS PAISES IBEROAMERICANOS.CASO

AGUA EN MINERIA SUBTERRANEA (II)

Guillermo Tinoco Mejía y Ana Rosa Fernández de Tinoco – Centro Venezolano

de Producción Más Limpia, Venezuela

21


Capítulo 1

DRENAJE ÁCIDO Y CONTAMINACIÓN DE AGUAS SUBTERRÁNEAS

DRENAGEM ÁCIDA E CONTAMINAÇÃO DE AGUAS SUBTERRÂNEAS

23


Resumen

DRENAJES ÁCIDOS DE MINA

Alternativas de tratamiento

JOSE ENRIQUE SANCHEZ RIAL*

JUAN PABLO FERREIRA CENTENO**

*Jefe Departamento Evaluación y proyectos Mineros Secretaría de Minería de Córdoba

josesanchezrial@yahoo.com.ar

**Jefe división Sensores Remotos y Sistemas de Información Geográfica – Secretaría de

Minería de Córdoba jp.ferreiracenteno@gmail.com

El agua de bajo pH es producida por un proceso natural en el que la percolación

hídrica aeróbica por un substrato que contenga sulfuro de hierro activa y promueve

el desarrollo de bacterias específicas tales como el Thiobacillus Ferrooxidans y

Thibacillus Thioooxidans.

El objeto de la presente ponencia es hacer un análisis crítico de los métodos que

podrían aplicarse en el caso de drenajes ácidos de minas cerradas o abandonadas en

América y ciertas recomendaciones sobre aquellas metodologías pasivas que

parecen mas prometedoras, el involucramiento de la industria en lo que se llama, en

general, el tratamiento de pasivos ambientales y, algunas disquisiciones sobre el

ahorro de recursos mediante el recupero de materiales.

Introducción

Las bacterias aeróbicas autotróficas

interactúan electro bioquímicamente en

la capa superior de átomos de los

cristales de sulfuros de hierro en general

y en particular de la pirita con lo que se

produce una reacción muy conocida:

4Fe2 + O2 + 4H4 ----------> 4Fe3 + + 2H2O

25

Esta reacción que es una sobre

simplificación de un conjunto de

procesos, logra la lixiviación de metales

pues permite, al mismo tiempo, la

acumulación de biomasa bacteriana en

minerales y soluciones; obtener una

fuerte oxidación de muchos sulfuros y

producir un alto potencial redox en el

medio.


Cualquier afloramiento con sulfuros de

hierro que permita el acceso de agua en

condiciones aeróbicas y ligero ph ácido

incrementará la biomasa bacteriana y

como subproducto se tendrá lo que

llamamos un drenaje ácido.

Cuando este drenaje resulta favorecido

en algún porcentaje por la actividad

minera se denomina drenaje ácido de

mina.

En la minería subterránea, de cuerpos

cuya mena o ganga contenga sulfuros de

hierro (pirita en particular), las

probabilidades de poner en contacto

estos minerales con agua en condiciones

aeróbicas, es muy alta y, por ende, luego

de un lapso de tiempo no muy

prolongado se estará evacuando agua con

valores de ph inferiores a 4.

Cualquiera de los inconvenientes o

ventajas que pudieran presentarse por los

drenajes ácidos de mina durante el

tiempo de explotación y por ende de

beneficio, son enfrentados por

numerosos métodos que se mencionarán

brevemente en este trabajo debido a que

no constituyen mas que un inconveniente

mas de los tantos que enfrenta la

industria.

Por otro lado, cuando dichos drenajes se

producen luego del cierre de las faenas

mineras, estos, constituyen un problema

completamente diferente:

• Comienzan a producirse o, a

advertirse, luego de un largo

período de inactividad de la mina y

se han diluido todas las

responsabilidades.

• A veces el período de inactividad es

tan largo que ni siquiera se tiene

26

registro de las faenas mineras

cerradas.

• La acidez no constituye el único

problema. La realidad demuestra

que numerosos metales migran

disueltos en los drenajes.

• Afectan aguas superficiales y

subterráneas de toda la cuenca de

diversos modos. En algunos casos,

es una mera disminución del ph

general, pero en muchos otros la

carga de metales precipita en parte

y en parte llega a plantas de

potabilización o de adecuación de

agua a otros usos.

• El problema excede límites

jurisdiccionales y las

responsabilidades y alternativas de

acción se diluyen burocráticamente.

• Los fondos para la solución son

insuficientes o las soluciones son

solo paliativos momentáneos.

• Los métodos activos para eliminar

el problema que se aplican durante

la operación de la mina superan los

presupuestos de los gobiernos

locales que tienen que atenderlos

luego de que la operación minera ha

terminado.

• Los métodos pasivos cuyos costos

son manejables, son muy variados

y, existen opiniones contradictorias

respecto a su utilización.

Reseña de tratamientos pasivos

Los tratamientos pasivos que se han

desarrollado en estos últimos años no

hacen sino emular de un modo explícito

algunos de los procesos químicos, físicos

y biológicos que ocurren en la

naturaleza. Por otro lado, contrariamente

a lo que pasa con los métodos activos, no

requieren el aporte de sustancias


químicas destinadas a producir tal o cual

reacción ni en general ningún tipo de

elemento mecánico o atención específica

durante el tratamiento salvo los

mecanismos de control y monitoreo.

Entre los procesos básicos que luego se

combinan de algún modo se mencionan:

los humedales artificiales (HA), los

drenajes anóxicos en calizas (DAC o

ALD en ingles anóxic limestone drains),

los productores Continuos de alcalinidad

(PCA o SAPS en inglés successive

alkalinity producing systems), las piletas

de caliza (PC), los canales de caliza (CC

o OLC en inglés open limestone

channels), Barreras reactivas permeables

(BRP o PRB en inglés Permeable

Reactive Barriers) y el tratamiento de

arena calcárea (TAC)

Humedales artificiales

Se caracterizan por suelos saturados en

agua o sedimentos de lagunas someras

con vegetación adaptada a condiciones

reductoras en la zona de sus rizomas. Por

Existen al menos dos tipos de humedales

artificiales a saber:

Humedales Artificiales Aeróbicos

Este tipo de humedal o pantano artificial

cuyo esquema básico se muestra en la

Fig. 1. Esquema de un humedal aeróbico

27

ende se construyen a los fines de imitar

las condiciones de aquellos que cuyo

éxito relativo se conoce.

Los procesos por los cuales se retienen

metales en los humedales o pantanos son

diversos y en orden de importancia se

mencionan:

1. Formación y precipitación de

hidróxidos metálicos

2. Formación de sulfuros metálicos

3. Reacciones de formación de

complejos orgánicos

4. Intercambio con otros cationes de

carga negativa

5. Toma directa de los metales por las

plantas

Puede ocurrir cierto grado de

simultaneidad de estos procesos y se

menciona la existencia de otros cuya

importancia todavía no está bien

determinada tal como la neutralización

con carbonatos presentes, la unión de los

metales a los materiales del substrato, la

adsorción de los metales en capas de

algas, etc.

figura 1 se basan en la existencia de un

vaso con una base relativamente

impermeable cubierta de materia

orgánica de no más de 1m de espesor

cubierta por una capa de agua de no mas

de 30 cm de profundidad.

Generalmente se usan para lograr un

tiempo de residencia y aireación del


efluente de manera que los metales

puedan precipitar.

Las plantas que se pueden ver tanto en

las orillas como en el mismo humedal

28

tienen la función de proveer materia

orgánica y buen aspecto paisajístico.

Fig. 2. Conjunto de humedales artificiales escalonados

En estos pantanos de gran extensión

superficial y un flujo muy lento se

produce la oxidación e hidrólisis de los

metales que se depositan en el fondo.

Los factores que influyen en el éxito de

estos humedales son, entre otros:

• La concentración de metal en el

input

• Contenido de oxígeno disuelto

• PH y alcalinidad neta del agua

• Presencia de una biomasa bacterial

activa

• El tiempo de detención y tránsito

del agua que contiene los metales a

través del humedal.

De todos estos, el pH y la alcalinidad del

agua son muy importantes debido a su

influencia en la solubilidad de los

hidróxidos metálicos que precipitan y la

cinética de la oxidación y la hidrólisis de

los mismos.

La hidrólisis de los metales produce

acidez que es neutralizada por la

alcalinidad del agua lo que permite la

continuidad de la precipitación. Cada

punto que baja el pH la oxidación

inorgánica se reduce lo que es

compensado por la oxidación orgánica.

La oxidación del manganeso ocurre a un

pH mayor a 8 mientras que la acción


microbiana cataliza esta reacción que se

logra a un pH algo mayor a 6.

La precipitación de manganeso se inhibe

cuando hay Fe +2 en el sistema por lo que

se sabe que este fenómeno se producirá

tan solo en las últimas fases de un

humedal.

En suma, este tipo de pantanos

artificiales es recomendable para

contenidos de agua netamente alcalinos

por lo que se verá que en su diseño se

incluirán procesos que aumenten la

alcalinidad como es el caso de drenajes

alcalinos anóxidos que se describen

brevemente mas adelante.

La oficina de minas del Servicio

Geológico de los Estados Unidos ha

promovido ciertos criterios para la

determinación de la superficie de un

humedal basado en lo que se usa en la

industria del carbón. De este modo, se

dice que los m 2 del humedal serán el

resultado de dividir por 0.7 la carga

ácida, expresada en galones por día. No

recomienda este tipo de proceso cuando

la acidez supere los 300mg/l y cuando el

diseño se basa en la capacidad de

remover hierro aplica 10g/m 2 /día.

Humedales Artificiales Anaeróbicos

El esquema básico que se muestra en la

figura 3 se basa en la existencia de un

vaso de base relativamente impermeable

con una cubierta de agua de no mas de

29

30 cm seguida de una capa de material

orgánico de no más de 60 cm y una capa

de carbonatos o calizas de no más de 25

cm de espesor.

En estos casos se intenta que el agua

pase a través de substratos ricos en

materia orgánica. Se puede contar con un

lecho de caliza al fondo o mezclar la

misma con el substrato orgánico y las

plantas del humedal se trasplantan

directamente en el mismo.

Es obvio que este tipo de humedal se usa

cuando el influente es netamente ácido

por lo que la alcalinidad se genera

directamente en el humedal y se contacta

con el ácido previo a la precipitación de

los metales.

Existe un mecanismo inorgánico para la

producción de la alcalinidad como es el

de la reacción de la caliza con la acidez

de influente.

CaCO3 + H + = Ca +2 + HCO3 –

Por otro lado la acción bacteriana tal

como la de Desulfovibrio o

Desulfotomaculum que pueden utilizar

el substrato orgánico como fuente de

carbono expresado como CH2O.

SO -2 + 2 CH2 = H2S + 2 HCO3 -

Normalmente se debe esperar que exista

una combinación de ambas.


Estos humedales tienen procesos de

oxidación e hidrólisis de metales en las

capas superficiales mientras que también

se llevan a cabo mecanismos de

reducción microbiana y química bajo la

superficie que llevan a la precipitación

de los metales y la neutralización del

ácido.

El agua se infiltra a través de una gruesa

capa orgánica cada vez mas anaeróbica

debida a la alta demanda biológica de

oxígeno.

La mayor parte de los procesos que se

dan en los humedales aeróbicos, mejoran

en éstos incluyendo la formación de

sulfuros metálicos, la generación de

alcalinidad debido a la acción biológica

así como a la constante disolución de los

carbonatos minerales. Esta formación

constante de alcalinidad las hace aptas

para el tratamiento de influentes

netamente ácidos y altos contenidos de

Fe.

A largo plazo, y no previendo un modo

de agregar carbonatos, la alcalinización

bacteriana adquiere una gran

importancia.

Fig. 3. Esquema de Humedal anaeróbico

30

Para el diseño se está usando un factor de

contenido de Fe de 10 g/m 2 /día. 1

Análisis crítico

La bibliografía de los casos de estudio

con el uso de humedales artificiales es

abundante y, muchas veces,

contradictoria.

Se dice que al menos un 80 a un 85 %

del Fe proveniente de los DAM puede

ser retenido en el fondo y en algunos

casos absorbido en los rizomas de las

especies que se plantan en estos

pantanos.

No existen reportes positivos en cuanto

al Mn y si los hay en cuanto al Al. Todos

los reportes coinciden en que la

neutralización se mantiene durante

mucho tiempo sin embargo la mayor

parte de ellos reconoce que la continua

precipitación satura los humedales y

disminuye la biota necesaria para llevar

adelante los procesos.

1 Ver referencia 1 en lecturas

recomendadas


Esta saturación puede ocurrir luego de un

par de años pero hay casos reportados en

los cuales la calidad del DAM causa el

problema en menos de 7 meses. La

extensión de su vida útil suele lograrse

por el agregado de agua orgánica donde

se incluyen líquidos derivados de plantas

cloacales.

Sin embargo cuando estos procesos se

hacen más y más seguidos, el tratamiento

puede llegar a dejar de considerarse

“pasivo”.

La realidad es que la retención de

sulfuros e hidróxidos de hierro en los

humedales no esta bien comprendida en

el largo plazo.

También resulta conveniente advertir

respecto a los cambios en el influente

debido a cuestiones climáticas. Este es el

caso de temporadas de lluvias intensas

como ocurren en ciertos sectores de zona

andina o el caso de los deshielos en el

caso de cordillera en zona de Mendoza y

Fig. 4. Algunas lagunas artificiales anaeróbicas

31

Una aproximación interesante es la del

“sembrado” de microorganismos de tanto

en tanto que reactivarían las

características de los humedales pero no

existen reportes definitivos respecto a

esta iniciativa ni se conocen firmas que

comercialicen algún producto estándar.

El tamaño de los humedales artificiales

aeróbicos parece un inconveniente para

el caso del relieve quebrado de muchas

de las zonas mineras de cordillera por lo

que el menor tamaño aparente de los

pantanos anaeróbicos los haría mas

recomendables, como puede verse en la

foto de la foto de la figura 4.

San Juan en Argentina. La llegada de

agua fresca cambia totalmente la

dinámica bioquímica del sistema por lo

que conviene su estanqueidad respecto a

inputs previsibles.


Drenajes anóxicos con calcáreos

Fig. 5. Esquema de un drenaje anóxico sobre caliza

La figura 5 ilustra el esquema en corte

transversal de una trinchera rellena con

material calcáreo con una cubierta de

suelo de no más de 30 cm y un cobertor

plástico de no más de 10 mm.

El agua entra así a la caliza en

condiciones anóxicas de manera que ésta

aumenta el pH y agrega alcalinidad. El

hierro en el influente no se precipita

sobre la caliza ni obtura los poros debido

a que el Fe +2 no lo hace como hidróxido

a pH inferior a 6.

Este tipo de tratamiento comenzó como

un agregado anterior a los humedales

naturales y artificiales como un modo de

añadir alcalinidad ya que el Fe precipita

a la salida del drenaje al encontrar

condiciones aeróbicas.

En algunos casos se han usado como

único tratamiento básicamente cuando el

influente proviene de bocas de minas

profundas con pH bajo y contenidos de

Fe relativamente limitados.

Cuando existe una cantidad importante

de Fe +3 o Al +3 se puede producir la

precipitación de hidróxidos tanto de Fe

32

como de Al y obturar los poros de la

cama de caliza con lo cual el drenaje

queda inutilizado.

Aún cuando la cantidad de los dos

cationes sea menor se debe tener un

especial cuidado en la velocidad de paso

a través del drenaje.

En general se establece que si existe

hierro férrico en el DAM a tratar o es

demandante de oxígeno, no se podrían

usar este tipo de tratamientos debido a

que, en corto tiempo salen de operación.

El control de los mismos es

relativamente simple ya que basta con

tomar muestras a la salida y el pH no

debería ser inferior a 5.5.

El otro punto importante es asegurar la

estanqueidad del drenaje de modo de

asegurar el paso del influente hasta el

final del mismo en el volcamiento final o

en el humedal artificial según sea el caso.

Esto puede hacerse con el mismo

material del cobertor en el fondo y

paredes o con suelo compactado inerte o

con contenido calcáreo tanto en paredes

como en el fondo del canal de drenaje.


La figura 6 ilustra una forma

constructiva sencilla en terreno quebrado

que no es mas que uno o mas tubos de

cemento de no mas de 60 cm de

diámetro rellenos de caliza con una o

varias salidas en su parte inferior. El

DAM llega por medio de un canal

superior A, que puede estar cubierto o un

tubo para asegurar la anóxia, saliendo

alcalinizado por la parte inferior B.

Análisis crítico

Este sistema de caños enterrados sería

una opción barata e interesante para el

caso de ciertos sectores andinos donde

además se puede limitar la limpieza

circundante y la tala de especies en

peligro.

Fig. 6. Drenaje anóxico vertical

F ig. 7. Esquema de un PCA

33

Del mismo modo que ocurre para otros

de estos sistemas, no parece existir

impedimento alguno para que, al menos

el caso de los drenajes anóxicos

verticales puedan ser construidos en

interior mina aprovechando parte de las

labores existentes en puntos anteriores a

la salida de los DAM, dejando para la

superficie tan solo las lagunas de

decantación y precipitación de metales

contenidos.

Productores Continuos de alcalinidad

Este tipo de sistema resulta de la

combinación de los Drenajes Anóxicos

en Caliza (DAC) con un substrato

orgánico.


En este caso el agua acidulada

proveniente de la mina se acumula en un

vaso de humedal de manera que de pelo

de agua hasta el fondo orgánico no haya

más de 3 m de profundidad. Este fondo

de compuesto orgánico no supera los 30

cm de altura y se apoya sobre un fondo

de roca carbonática de no más de 1 m de

espesor.

Por debajo del humedal se ubica una

serie de drenajes que recorren el fondo

sobre una membrana impermeable por

donde sale el efluente neutralizado.

El agua proveniente de este humedal es

conducida a una o a una serie de

humedales aeróbicos donde precipitan

los metales contenidos aún en el líquido.

El substrato orgánico contribuirá al

consumo del oxigeno en el agua y al

paso de hierro férrico a ferroso.

La granulometría y el empaquetamiento

de la caliza así como el diámetro de los

drenajes debe tener un ajustado diseño de

manera de evitar que la precipitación de

Fe y Al obturen el paso del agua.

Los DAM con alto Al y Fe pueden llegar

a necesitar un sistema de mantenimiento

que lave la caliza y los drenajes por

circulación de agua a presión con lo cual

un sistema “pasivo” pueda llegar a no

serlo tanto.

Si bien las aplicaciones que muestra la

bibliografía son humedales externos nada

impide el aprovechamiento de galerías y

cámaras cercanas a la superficie de salida

dejando tan solo el sistema de humedales

aeróbicos de precipitación de metales en

la parte externa.

34

La figura 7 ilustra el esquema típico de

construcción de este tipo de humedales

donde es de destacar, como en todos los

demás el costo de excavación y el uso de

terreno superficial.

Análisis crítico

Con relativamente poco esfuerzo se

puede ahorrar terreno superficial

ubicando el PCA en una zona interna de

la mina que sea colectora de los DAM en

la parte que salen al exterior sea el caso

de una salida única o de varias.

Se menciona la posible necesidad de

incluir algo de caliza en el mismo

substrato orgánico para ayudar en el

proceso de alcalinización y se indican

ciertas dificultades en la precipitación

tanto de Al como de Fe anteriores a los

humedales aeróbicos destinados para

ello.

El problema principal radica en un

cambio en las condiciones químicas del

DAM donde se manifieste un

crecimiento en Fe +3 o Al +3 que precipiten

y cubran la caliza impidiendo su acción,

cosa que se manifestará debido al

mantenimiento o poco cambio en el pH

del drenaje.

Piletas de Caliza (PC)

Este es uno de los procesos pasivos mas

simples ya que constituye en un estanque

excavado como para contener un espesor

no mayor de 1 metro de caliza sobre la

que se vierte el DAM que escurre a

través de la misma neutralizándose y

escurriendo por los drenajes de fondo a

las piletas de decantación y

precipitación.


Además de las sencillez constructiva que

puede aplicarse en interior mina sin

mayores problemas, la ventaja de este

tipo de proceso está en que cualquier

operador puede darse cuenta de la

disolución de la caliza y proceder a su

agregado o puede observar la formación

de precipitados de hidróxidos de Fe o Al

y proceder manualmente a la rotura de de

los mismos reavivando la circulación a

través de la caliza.

Análisis Crítico

Se debe recordar, sin embargo, que no

podrán ser usados con DAMs

conteniendo Fe 3+ o Al 3+ debido a que

estos precipitarán de inmediato

obturando los poros e inutilizando el

sistema en poco tiempo.

La solución en estos casos es la revisión

constante del estado del substrato calizo

para proceder a la fragmentación de las

capas de hidróxido que impidan su

trabajo. Esto sin embargo agrega un

costo de personal, movilización y

traslado en una cierta periodicidad mas

corta que la que la que se prevé cuando

ninguno de estos cationes está presente.

Canales de caliza (CC)

Este es, probablemente, el método más

simple de alcalinización de un DAM ya

que consiste en un canal que no supera el

metro de ancho y no más de 30 cm de

profundidad de manera que paredes y

fondo se encuentran cubiertos con roca

carbonática.

No se trata de una colocación manual, es

decir no se trata de un canal revestido

35

con placas, teselas o mosaicos de

carbonato sino el simple agregado de

material calcáreo de una granulometría

suficiente para que se sostenga en el

talud de los costados del canal.

El proceso de alcalinización se logra

sencillamente por la circulación del

DAM por dicho canal y la disolución de

la caliza.

El parámetro de diseño fundamental es la

velocidad y por ende la pendiente. La

circulación debe ser tal que asegure la

disolución del carbonato pero, al mismo

tiempo que impida la precipitación de

películas de hidróxidos que anulen el

proceso.

Existen algunas recomendaciones en la

bibliografía que hablan de una pendiente

del 20 % mas menos 2 %, sin embargo

existen varios ejemplos con pendientes

mucho mayores.

El otro parámetro sea probablemente el

largo del recorrido que terminará en una

pileta o humedal de decantación y

precipitación de los metales contenidos

en el DAM.

Este parámetro puede calcularse con

cierta facilidad en pruebas simples de

laboratorio con modelos a escala. Se han

registrado disminuciones de acidez del

62 % en tan solo 11 m de canal con una

pendiente del 45 % y otros casos donde

la disminución ha sido tan solo del 36 %

en 49 m de largo con una pendiente del

20 %.


Es obvio que en interior mina existen

condiciones óptimas para la construcción

de este tipo de canales y es muy probable

que la mayoría de las faenas permitan la

construcción de los piletones de

precipitación y decantación antes de que

el DAM neutralizado y libre de cationes

llegue a la superficie.

El mantenimiento del canal es

relativamente simple con el agregado de

caliza en el momento que sea necesario o

aún la rotura a mano de aquellos sectores

con películas aislantes de hidróxidos

precipitados.

Análisis Crítico

La construcción de este tipo de

elementos en interior mina, como todos

los anteriores, es muy interesante desde

el punto de vista que libera espacio en

superficie y esto es mejor para el

ambiente, sin embargo, obliga a tener en

cuenta la estabilidad de las faenas

mineras afectadas por el proceso y por

ende, y por ende, deben mantenerse las

36

revisiones y reparaciones de todas las

condiciones de seguridad

correspondientes al laboreo subterráneo.

Otro parámetro interesante está dado por

el proveedor de alcalinidad y la pureza

del material. Un aumento en la pureza

hará lo propio con los costos y una

disminución probablemente tenga su

correlato con el rendimiento.

En el laboratorio de la Secretaría de

Minería de Córdoba se está comenzando

a experimentar con otras fuentes de

calcio como el caso de la Wollastonita

(Silicato complejo de calcio) que parece

ofrecer ventajas comparativas con el

carbonato de calcio.

Barreras reactivas permeables

No resulta nada raro que en la zona peri

cordillerana y cordillerana, las faenas

mineras se encuentren por encima de

zonas de conos de deyección o de

detritos permeables.


Es posible entonces que las labores

inferiores drenen hacia estos sectores

más permeables como DAMs.

La barrera reactiva permeable no es otra

cosa que un cierto espesor de material

El esquema de la figura 8 muestra el caso

de un conjunto de labores en altura

abandonadas y de difícil acceso cuyos

DAM ingresan a un cono de deyección y

afectan los acuíferos que se originan en

el mismo.

En la posición B del esquema, es posible

construir una barrera donde el acceso

tanto para el proceso constructivo como

para el monitoreo y cualquier

intervención posterior resulta mucho mas

cómodo.

La construcción de una barrera es

relativamente sencilla ya que se trata de

una excavación que atraviese la pluma de

drenajes no para retenerlos sino para que

pasen a través de ella.

Se reconocen dos formas posibles:

Fig. 8. Esquema de uso de una barrera

37

permeable ubicado en la dirección de la

corriente subterránea de material no

deseable interpuesta antes de que este

llegue al sistema hídrico natural.

• Barrera continua: En este caso la

excavación tiene el largo suficiente

para cubrir todo el acuífero

afectado.

• Barrera reconducida: Se trata de un

elemento impermeable tanto de

como de suelo consolidado que

cuenta con puertas permeables que

constituyen la verdadera barrera

reactiva por donde la pluma

afectada es reconducida.

Elementos agregados o de control son

tanto los piezómetros anteriores y

posteriores a la barrera así como las

perforaciones de muestreo anteriores al

mismo.

Existen una serie de condiciones

referidas al relleno de la excavación que

es en suma la barrera:


• Reactividad: Se espera que el

material sea suficientemente

reactivo con el efluente para

asegurar el menor tiempo de

residencia

• Estabilidad: Es deseable que el

material permanezca reactivo

durante mucho tiempo dado que su

reemplazo no resulta una tarea

sencilla. Se espera además que esta

estabilidad se mantenga aún con

cambios en las condiciones del

efluente, el clima o la carga

hidráulica.

• Disponibilidad y costo: Es obvio

que este es un elemento a tener en

cuenta ya que no disponer de, por

ejemplo, wollastonita o autunita en

cantidad y costos aceptable derivará

el diseño a elementos mas

aceptables como calizas o

calcarenitas si éstas estuvieran

disponibles en la zona.

• Comportamiento hidráulico: Es

obvio que la permeabilidad deberá

ser mayor que la del acuífero que se

intercepta o al menos igual y el

tramo a atravesar con ese

coeficiente de permeabilidad deberá

ser tal que asegure la reacción de

todo el efluente con el reactivo

• Compatibilidad ambiental: La

reacción no debe producir

subproductos que resulten ser una

fuente de afectación el medio en si

mismos.

• Seguridad: El material reactivo

debe ser seguro a la manipulación.

Análisis Crítico

En el caso particular que se plantea, que

resulta bastante común para Sudamérica,

este mecanismo resulta mas que

interesante y su diseño y construcción

38

puede ser llevada adelante por gobiernos

locales en aquellos casos que las faenas

mineras se encuentren abandonadas.

Como suele ocurrir en otros casos puede

resultar importante la instalación de

lagunas de decantación y precipitación

de metales a seguir de la barrera.

Tratamiento de arena calcárea

En este caso una cierta cantidad de

carbonato molido a malla (arena gruesa

entre 1mm y 2mm) se vierte sobre los

arroyos que reciben el DAM de forma

que este agregado carbonático alcalinice

la corriente a lo largo de su curso.

Análisis Crítico

Si bien se menciona como un proceso

pasivo no es otra cosa que un paliativo

para los casos en los que tan solo se

desea la neutralización y la precipitación

final de hidróxidos insolubles es un

problema.

Una metodología similar aunque usando

líquido se ha usado en la zona de Elliot

Lake (Notario – Canadá) con los DAM

originados por los diques de cola.

En este caso un depósito ubicado cerca

de la corriente de agua que recibe el

drenaje ácido contiene un recipiente de

agua de cal (agua de cal apagada) que se

vacía por medio de un caño con un

caudal adecuado a la reacción que se

desea. Este recipiente se llena de líquido

de manera periódica del mismo modo

que se debe arrojar arena calcárea a la

corriente cada cierta cantidad de tiempo.

Estos procesos de mantenimiento pueden

ser programados pero pueden

precipitarse debido a los resultados de

los análisis que se lleven a cabo y que

aconsejen una intervención. Si bien el


sistema puede calificarse como pasivo,

requiere, como se ve, cierta cantidad de

acción del personal a cargo que sube los

costos de operación que son el item más

interesante de este tipo de procesos.

Árbol de decisión

El siguiente gráfico extraído y

modificado de Hedin et al, 1994 muestra

un flujo de decisiones posibles

atendiendo al tipo de drenaje que podría

encontrarse a la salida de un conjunto de

faenas mineras subterráneas, que es el

objetivo del presente aunque es

perfectamente aplicable al DAM de

cualquier origen.

En este cuadro se reconocen los estudios

necesarios en cada etapa, los procesos

recomendables y la combinatoria posible.

Comienza el flujo reconociendo los

parámetros de diseño:

Caudal: Si existiera una sola boca de

salida este estudio no presentaría en

general ningún tipo de problemas.

Sin embargo resulta bastante común que,

un conjunto de labores mineras

subterráneas avenen la carga hídrica por

numerosas bocas y aún por sectores no

trabajados.

Importa entonces reconocer el caudal

total así como su distribución y el modo

en el que los líquidos se agrupan y hacia

donde derivan.

Si los DAM derivan hacia más de dos

corrientes naturales aún cuando luego se

junten será necesario tener en cuenta

tratamientos separados o las obras

39

complementarias de captación y

reconducción unificada.

Si los costos de obras complementarias

de unificación de inputs son muy

elevados en comparación con la

ejecución de facilidades de tratamiento

por separado, se deberá tener en cuenta

la necesidad de caracterizar tanto la

química como la carga en suspensión de

los influentes a cada sector de proceso

por separado.

Se hace referencia al caudal del DAM

antes de entrar al sistema natural con

posible uso inmediato. En el caso

planteado para el uso de Barreras

Reactivas Permeables, el caudal de

diseño se debe reconocer en los lugares

aguas arriba del sitio de descarga al

sistema superficial. Es decir que la

medición del caudal a la salida de mina

antes del ingreso al cono de deyección es

poco menos que inútil.

Caracterización Química: Este estudio

debe incluir al menos los siguientes

aspectos:

Acidez: Si bien el pH es una medida

bastante común para la expresión de la

acidez o alcalinidad, en este trabajo se

prefiere medir la acidez en COCa

equivalente es decir en la cantidad de

carbonato necesario para neutralizarla.

La tabla 1 extraída de Aduvire et al 2 ,

establece una interesante clasificación de

la acidez de un DAM con lo cual será

posible ingresar al flujograma de la

figura 8.

2 Artículo sin mayores referencias en

WEB, corresponde a la lectura

recomendada 2


Gracias a esta tabla se puede decir que

los tipos 1 a 3 corresponden a la rama de

las aguas netamente ácidas y los tipos 4 y

5 a la tipología netamente alcalina en el

flujograma de la figura 8.

Demanda de oxígeno (DO): Se refiere a

la demanda total de óxigeno disuelto

expresada en miligramos de oxígeno

diatómico por litro (mgO2/l). Aunque la

mayor demanda de oxigeno será

posiblemente de tipo químico no de be

descartarse la demanda biológica y es

conveniente hacer ambas

determinaciones (DQO y DBO) por

separado y sumar los resultados.

40

Carga química: Se hace referencia a los

metales de carga en el DAM, en

particular Fe +3 y Al +3 , aunque no se debe

dejar de reconocer el resto de los

elementos que pueden estar incorporados

tales como Cu, Cd, etc. El flujograma de

la figura 8 permite la selección de un

tipo de proceso o tratamiento o

combinación pero la existencia de otros

metales requerirá un ejercicio de diseño

extra basado en ensayos de laboratorio

muy bien acotados.


Fig. 8. Flujograma de decisión extraído y modificado de Hedin et al, 1994.

41


Tabla 1. Clasificación de DAMs según acidez (Basado en Aduvire et al.)

Tipo Descripción Rango

1 Muy ácido Acidez neta > 300 mg/l de CO3Ca equivalente

2 Moderadamente ácido Acidez neta entre 100 y 300 mg/l de CO3Ca equivalente

3 Débilmente ácido Acidez neta entre 0 y 100 mg/l de CO3Ca equivalente

4 Débilmente alcalino Alcalinidad neta < 80 mg/l de CO3Ca equivalente

5 Fuertemente alcalino Alcalinidad neta mayor o igual a 300 mg/l de CO3Ca

equivalente

Algunos ejemplos interesantes

Mina La Mejicana (Argentina): Esta

mina fue explotada por métodos

subterráneos fundamentalmente durante

el siglo XIX y en ella todavía existe un

cable carril que llevaba mineral de Au,

Ag y Cu a Chilecito (pequeño Chile) con

un recorrido de mas de 34 km y un

desnivel de mas de 3100 m.

Como puede verse en la fotografía de la

figura 9, la zona de explotación se

encuentra en un escudo de oxidación que

desemboca en el Rio Amarillo. Este río

tiene en las cercanías de la mina y por

ende en su naciente un pH de 3, con

aproximadamente 1200 ppm de Fe, y

cerca de 3000 ppm de S. Se menciona la

presencia de As, Mo, Cu, Pb y Zn y se

menciona por otro lado que la carga de

Fe y de S disminuye a 1.2 ppm y 160

ppm respectivamente al llegar a la zona

baja.

Esta mina está en estudio para su

reactivación en la actualidad y resulta

impensable tal cometido si no se tienen

en cuenta en el proyecto todos los

mecanismos pasivos para el tratamiento

de estos drenajes que se están

produciendo tanto de la mina como del

escudo de oxidación circundante.

Sin tener en cuenta la necesaria

caracterización de los posibles DAM de

la mina así como de la predicción de su

42

caudal es posible que un proceso de

Barreras Permeables Reactivas sea el

mejor modo de lidiar con este problema,

combinados con un conjunto de lagunas

de decantación.

Existen otras alternativas interesantes

como los canales de caliza en interior

mina que podrían construirse sin

mayores in convenientes.

Mina Wheal Jane (UK): Explotada

básicamente por Sn, fue cerrada em 1991

y sus labores se inundaron

completamente. Uno de los cierres falló

en 1992 y con ello mas de 50000 m 3 de

agua ácida se volcaron al medio.

El conjunto de procesos construido en

1994 consiste en una combinación de

drenajes aeróbicos y anóxicos en caliza

seguidos de un filtro especial de caliza y

de lagunas de decantación.

De este modo el pH de aproximadamente

3 en el input se elevaba por etapas a 4.5,

5, y 6.8 a la salida del filtro y entrada a

las lagunas de decantación. Mientras que

el Fe pasaba de 161.3 mg/l a 0.4 mg/l al

entrar a las lagunas finales y el sistema.

Este complejo sistema se llevó adelante

además teniendo en cuenta aspectos

geográficos estéticos que armonizan con

la región.


Fig. 9. Vista desde la mina La Mejicana.

Fig. 9 Mina Wheal - Aspecto del derrame en el Rio Carnon

43


Mina Lilly/ Orphan Boy Montana (USA):

Explotada básicamente por Pb, este

emprendimiento dede operar en 1950.

Es una región de abundante cantidad de

nieve con derretimientos en primavera

que producen grandes crecidas.

El agua presenta un nivel estático

ubicado en la galería E (fig. 10) por

donde vierte al ambiente un caudal

promedio de 11 l/min con ciertas

cantidades de Al, Cd, Cu, As, Mn, Fe, Zn

y sulfatos en general así como una acidez

de pH 3.

44

La US Environment Protection Agency

diseñó un sistema que fue finalmente

construído y que consiste en un

biorreactor que se ubica “colgado” en el

pique principal B por medio de una serie

de cables que se sostienen desde la boca

A. Este birreactor es básicamente un

substrato de materia orgánica

(básicamente aserrín y guano de vaca)

que mantiene una población de

bacterias sulforeductoras.

Fig. 10. Mina Lilly/Orphan Boy adaptado de EPA – MWTP 2004 .

A los fines de agregado de materia

orgánica se han perforado los pozos C y

se ha hecho lo propio con el pozo D

como punto de control de efluente.

Los resultados son mas que interesantes

en cuanto a que el efluente saliendo en E

está neutralizado y la cantidad de metales

disueltos es la permitida por las

regulaciones ambientales.

Lo mas interesante de este caso es el

hecho que la instalación es en interior

mina y que se previeron los métodos para

el agregado de substrato orgánico sin

necesidad de acceder al pique principal.

Es posible que una barrera permeable

reactiva ubicada al pie de la escombrera

que nace en la salida del agua en E,

hubiera dado también buenos resultados

aunque el hecho de que se produzcan

crecidas estacionales en la primavera

podrían haber dificultado su diseño.

Conclusiones


Los tratamientos pasivos para los

drenajes ácidos de mina constituyen una

alternativa válida para la solución del

problema que se presenta en Sudamérica.

Si bien es cierto que su aplicación es

mucho mas barata cuando se prevé y se

ejecuta durante el tiempo de operación

minera, no exige demasiado a los

presupuestos locales y regionales donde

los gobiernos locales y la comunidad

deben lidiar con esta situación heredada.

Los DAM provenientes de laboreo

subterráneo propiamente dicho, sea en

forma directa de las faenas o de sus

escombreras admiten tratamientos

pasivos en interior mina en la medida

45

que su aplicación no implique revisiones

y mantenimiento posterior a la

instalación.

Estudiar tratamientos pasivos en interior

de mina constituye además una

alternativa muy interesante en los casos

de escasez de terreno de relieve

moderado o condiciones climáticas

extremas con mucha precipitación de

agua y crecidas.

Las barreras reactivas permeables

constituyen una solución simple y

relativamente económica de regiones

minadas que aportan DAM en las

cabeceras de los conos de deyección.

Tabla 2. Factores de diseño – Extractado y modificado de ADTI Handbook, 1998

Nombre Fluido Parámetros de diseño Int.

mina

Referencias

Humedal Agua

• 10 a 20 g/m

aeróbico netamente

básica

2 /d de Fe

• 0.5 a 1 g/m 2 No Hedin et al.

/d de Mn

1994

Humedal Agua

• 3.5 g/m

anaeróbico netamente

ácida con poco

caudal

2 /d de acidez

• Conductividad hidráulica

Del substrato entre 10 3 y

10 4 cm/seg.

• Tasa de reducción de

sulfatos de

aproximadamente 300

mmoles/m 3 No Hedin et al

1994

/dia.

• Carga hidráulica para

permitir el flujo

Drenaje Agua

anóxico en netamente

caliza ácida.

Demanda de

oxígeno (DO)y

Fe 3+ • Tiempo de contacto de Si Hedin et al.

15 hs

ADTI

• Clastos de caliza de 6 a

15 cm de diâmetro

HANDBOOK

1998

.

Al


de

alcalinidad

Barreras

reactivas

permeables

ácida.

Agua

netamente

ácida.

Demanda de

oxígeno (DO)y

Fe 3+ .

Al


AVALIAÇÃO DE COBERTURA SECA DE

ENTULHO DE CONSTRUÇÃO CIVIL PARA

REMEDIAÇÃO DE DRENAGEM ÁCIDA EM

MINA

Evaluación de la cubre seca de residuos de

construcción al recurso en drenaje ácida de mina

NATÁLIA CRISTIANE DE MORAES

E- mail: nataliacristianem@yahoo.com.br

JOSÉ MARGARIDA DA SILVA

E-mail: jms@demin.ufop.br

ADILSON CURI

E-mail: curi@demin.ufop.br

Escola de Minas/Universidade Federal de Ouro Preto/ Brasil.

RESUMO

Dentre os impactos ambientais da lavra, inclusive da modalidade subterrânea, e

também na área da construção civil, está a drenagem ácida de mina

(DAM).Trabalhos importantes vêm sendo realizados com a intenção de evitar a

geração ou tratar a DAM nas regiões brasileiras. As principais alternativas

consideradas são coberturas secas (amplamente utilizadas), aditivos alcalinos e

tratamento ativo da DAM. Outra opção é a concentração/isolamento de sulfetos.

Com a dessulfurização dos rejeitos de mineração preliminarmente à disposição

final, o potencial de geração de acidez, e conseqüentemente a lixiviação dos metais,

são consideravelmente reduzidos, obtendo-se significativos ganhos ambientais e

econômicos. Em vista do exposto, o presente trabalho buscou avaliar a efetividade

do sistema de cobertura seca com entulho de construção civil, em diferentes

proporções, como forma de minimizar ou evitar o desencadeamento da DAM. Para

tanto, foram realizados experimentos em colunas de lixiviação em laboratório, que

evidenciaram uma redução de mais de 90% no potencial gerador de acidez da

DAM, caracterizando uma alternativa promissora na remediação da drenagem

ácida de mina.

Palavras-chave: drenagem ácida de mina, resíduos de mineração, entulho de

construção civil e acidez.

RESUMEN

49


Entre los impactos ambientales del lavra, además de la modalidad subterránea, y

también en el área construcion civil, es drenajo ácida (DAM). Los trabajos

importantes han sido cumplidos con la intención de evitar la generación o tratar el

DAM en las áreas brasileñas. Las alternativas consideradas principales son los

cubres secas (completamente usó), tratamiento alcalino y activo adictivo de DAM.

Otra opción es la concentración / el aislamiento del sulfetos. Con el

dessulfurización del rejeitos de minar el preliminarmente a la último disposición, el

potencial de generación de acidez, y por consiguiente el lixiviación de los metales,

está considerablemente reducido, obteniéndose significante ganado ambiental y

barato. En vista del expuesto, el trabajo presente buscado para evaluar la

efectividad del sistema que cubre seca con construir el vertedero del sitio, en las

proporciones diferentes, como el formulario de minimizar o evitar el

desencadeamento de DAM. Para tanto, los experimentos eran cumplidos en las

columnas del lixiviação en el laboratorio, que los evidenciaron una reducción de

más de 90% en el potencial generador de acidez de DAM, caracterizando una

alternativa prometedora en el recurso del drenajo ácido.

Palabras-clave: drenajo ácida, resíduos de minar, entulho de construcion, acidez.

1. INTRODUÇÃO

A extração mineral tornou-se uma

atividade indispensável para a sociedade

moderna, devido à importância que os

bens minerais e seus derivados

assumiram na economia mundial.

Entretanto, a continuidade e expansão

das atividades de mineração no Brasil e

no mundo dependem de um forte

compromisso com a preservação e

recuperação do meio ambiente (Rebouças

et al., 2006).

A DAR (drenagem ácida de rocha)

é formada pela oxidação de minerais

sulfetados, principalmente pirita (FeS2),

expostos à ação do oxigênio atmosférico

e água, com mediação bacteriana.

Quando a DAR está relacionada à

50

atividade mineradora, o processo passa a

ser chamado de drenagem ácida de mina

(DAM). Uma das principais

conseqüências da DAR é a solubilização

de metais pesados associados aos

minerais sulfetados, devido ao baixo pH

(menor que 4,5), os quais podem

contaminar recursos hídricos adjacentes.

A Drenagem ácida de mina é um dos

fatores mais importantes na ocasião do

fechamento definitivo de uma mina, seja

a céu aberto ou subterrânea. Ela implica

em monitoramento, correções e atitudes

necessárias para que se tenha uma

situação mais próxima possível do inicial

ou que não traga conseqüências

inadequadas ao meio ambiente.

Segundo Fergusson e Erickson

(1987), citado por Pastore e Mioto

(2000), o fenômeno da geração de


drenagem ácida pode ser descrito por

quatro reações básicas que, por sua vez,

estão agrupadas em três estágios (reações

1 a 4), formando um ciclo. Estas reações

estão envolvidas na quebra da pirita que,

na presença de água e oxigênio,

produzem ácido sulfúrico.

Estágios I e II

FeS2 + 7/2 O2 + H2O Fe 2+ + 2 SO4 2- + 2H + (1)

Fe 2+ + 1/4 O2 + H + Fe 3+ + ½ H2O (2)

Fe 3+ + 3 H2O Fe(OH)3 (s) + 3 H + (3)

Estágio III

FeS2 + 14Fe 3+ + H2O15Fe 2+ + 2SO4 2- + 16H + (4)

Trabalhos importantes vêm sendo

realizados com a intenção de evitar a

geração ou tratar a DAM em várias partes

do mundo, como regiões carboníferas,

onde o carvão ocorre associado à

oxidação de pirita (Blowes et al., 2003),

minerações de urânio, ouro, níquel, cobre

e adicionalmente, na construção civil,

como o caso do aproveitamento

hidrelétrico de Irapé (CEMIG), no norte

de Minas Gerais (Lima, 2009).

Diversas técnicas são sugeridas na

literatura para tratamento de efluentes de

DAM. A escolha do processo de

tratamento de águas ácidas deve ser

economicamente viável, simples e

eficiente, considerando que seu custo é

sempre tido como extra na produção

(IPAT-UNESC, 2000 e 2001). Atenção

especial deve ser dada a estudos voltados

a minimização e prevenção de sua

ocorrência.

Embora os fatores que controlam a

oxidação da pirita no campo sejam bem

entendidos, a quantificação de alguns

deles pode ser difícil. A taxa de difusão

51

de oxigênio, infiltração da água,

temperatura, pH, presença de materiais

alcalinos, heterogeneidade vertical e

horizontal, e os modos de oxidação da

pirita constituem fatores de mensuração

para a previsão e monitoramento da

drenagem ácida (Evangelou,1995).

Alguns tratamentos ativos e

passivos têm sido implantados em áreas

da mina, para evitar o aumento e

contaminação do meio ambiente pelas

drenagens ácidas. Os tratamentos ativos

envolvem a adição de produtos alcalinos

nos sistemas. Estes sistemas funcionarão

enquanto houver a adição dos insumos e

a manutenção dos filtros e outros

componentes. Sendo assim o consumo de

energia é constante durante o tempo de

vida do sistema.

Os sistemas de tratamento passivo

são projetados para fazer uso de

processos naturais resultantes das

interações entre atmosfera, hidrosfera e

biosfera, como por exemplo:

sedimentação, filtração, transferência

gasosa, adsorção, trocas iônicas,

precipitações químicas, reações de

hidrólise e oxi-redução, entre outros.

Sistemas passivos necessitam de pouca

ou nenhuma manutenção, sendo esta uma

de suas principais vantagens sobre o

tratamento ativo, além de não exigirem a

adição constante de produtos químicos

(Trindade e Soares, 2004).

São relatados na literatura vários

tipos de tratamento de acordo com as

características locais de ocorrência da

drenagem ácida, mas o que se observa é

um grande uso do sistema de tratamento

passivo, principalmente envolvendo o

uso de coberturas secas, nas quais seus

componentes podem ser modificados,

quanto à composição, quantidade,

textura, entre outros. Podem ser citados

como componentes das coberturas:


camada argilosa mais cinzas pesadas

(Galatto et al, 2007), camada argilosa

mais aditivos alcalinos (Murta, 2006),

escória de aciaria (Machado e Schneider,

2008; Salviano, 2010), cinzas de carvão

(Machado, 2007; Soares et al.2006),

entulho de construção civil (Moraes,

2011), entre outros.

A avaliação da eficiência dos sistemas

de coberturas secas para prevenção

da DAM passa necessariamente por

estudos experimentais, quer seja em

laboratório, quer seja em campo. Na

literatura muitas vezes são mencionados

experimentos dessa natureza em lisímetros

e colunas de lixiviação (Mello e

Abrahão, 1998; Pinto e Nepomuceno,

1998; Ritcey, 1989).

As coberturas secas são uma técnica

aplicada em larga escala na América do

Norte e Austrália, que consiste em uma

alternativa utilizada na prevenção e

controle da DAM, quando da reabilitação

de depósitos de resíduos de mineração

geradores de acidez. Elas são colocadas

sobre o depósito de material reativo e têm

por objetivo principal o controle da

entrada de oxigênio e água, inibindo o

processo de oxidação dos sulfetos na sua

origem. Além dessas funções, as

coberturas secas devem ser resistentes à

erosão e fornecer suporte à vegetação

(Borma e Soares, 2002). Nos últimos

anos, o uso de coberturas secas para

prevenir a geração de Drenagem Ácida

de Minas tem sido estudado no Brasil

(Souza et al., 2003; Galatto et al., 2007).

A denominação “coberturas secas”

(dry covers) refere-se às condições de

saturação inexistente ou parcial em água

e, é utilizada em contraposição às

“coberturas úmidas” (wet covers)

mantidas em condições de saturação

total. Embora as coberturas secas sejam

constituídas, na maioria das vezes, por

52

camadas de solos de diferentes

propriedades, o termo “cobertura de

solo” não é o mais apropriado, uma vez

que para sua execução podem ser

utilizados outros tipos de materiais, tais

como os geossintéticos ou resíduos

resultantes de outras atividades, desde

que apresentem as propriedades

necessárias à minimização da formação

da drenagem ácida de minas.

A habilidade de um sistema de

cobertura seca de atuar de acordo com as

premissas estabelecidas no projeto é uma

função das propriedades dos materiais

utilizados na cobertura, do resíduo e da

resposta às condições atmosféricas

atuantes.

Quando não se conhece em detalhe

as características de produção de DAM

do depósito ou quando tais depósitos

contêm, sabidamente, material de

disposição recente e antiga, é indicado o

uso de uma cobertura que tenha por

objetivo reduzir simultaneamente o

acesso de água e do oxigênio ao resíduo.

Uma cobertura para minimização do

fluxo de oxigênio, por sua vez, seria mais

adequada para aplicação em depósitos de

resíduos de disposição recente, pouco

oxidados, e em áreas de reduzida

precipitação de chuvas, onde o controle

de disponibilidade de oxigênio para a

reação de oxidação seria mais importante

na redução da produção de DAM do que

a redução do fluxo de água através do

resíduo.

Sistemas de cobertura com essas

características, projetados para uso em

regiões úmidas com elevados índices

pluviométricos consistem, tipicamente,

em de uma camada de material argiloso

compactada, coberta por uma camada

adicional, projetada para prevenir a

erosão e oferecer suporte à vegetação.

Esses sistemas usualmente incorporam,


abaixo da camada argilosa, uma camada

de material permeável, em geral arenoso,

formando uma barreira capilar que

auxilia na retenção de água no interior da

camada argilosa, reduzindo as perdas por

evaporação. A manutenção do grau de

saturação da camada argilosa garante a

eficiência desse sistema de cobertura

como barreira à difusão de oxigênio

(Yanful,1993; Yanful et al.,1993;

Nicholson et al.,1993 citados por Borma

e Soares, 2002).

Também são utilizados outros

tratamentos, como o uso de aditivos

alcalinos (Roeser, 2006), banhados ou

wetlands (Vasquez, 2007; Anjos, 2003),

Flotação por Ar Dissolvido (Rubio et al.,

2002), bombeamento dos efluentes e

tratamento com aditivos alcalinos, no

caso calcário (Possa e Santos, 2003;

Silveira et al., 2009) . Outra opção é a

concentração/isolamento de sulfetos. De

acordo, com Benzaazoua et al. (2008) e

Hesketh et al. (2010), com a

dessulfurização dos rejeitos de mineração

preliminarmente à disposição final, o

potencial de geração de acidez, e

conseqüentemente a lixiviação dos

metais, são consideravelmente reduzidos,

obtendo-se significativos ganhos

ambientais e econômicos.

Outros estudos mostram que, por

meio da concentração da pirita (FeS2),

presente em grandes quantidades no

carvão catarinense, é possível produzir

ácido sulfúrico (atividade que já foi

desenvolvida na região entre 1982 e

1993, pela Indústria Carboquímica

Catarinense - ICC, e que atualmente se

encontra desativada sendo considerada

um grande prejuízo ao ciclo produtivo do

carvão na região), sulfato férrico

(Menezes, 2009), sulfato ferroso

(Peterson, 2008; Vigânico, 2009) e

pigmentos à base de óxidos de ferro

(goetita, hematita e magnetita) (Madeira,

53

2010; Silva, 2010) com a utilização de

processos térmicos e/ou

hidrometalúrgicos.

Em vista do exposto, o presente

trabalho buscou avaliar a efetividade de

um sistema de cobertura seca, em

diferentes proporções, como forma de

minimizar ou evitar o desencadeamento

da DAM. Para tanto, foram realizados

experimentos em cinco colunas de

lixiviação em laboratório. Ressalta-se que

os resultados aqui apresentados são parte

integrante de uma dissertação de

mestrado que contou com o fomento da

Fundação Gorceix e do Programa de Pós-

Graduação em Engenharia Mineral

(PPGEM), da Universidade Federal de

Ouro Preto (UFOP).

2. CARACTERIZAÇÃO DA ÁREA

DE ESTUDO

Na cidade de Ouro Preto-MG, pirita

foi extraída em uma antiga mina,

denominada Jazida de Pirita (figura 1)

descrita por Djalma Guimarães, durante

as décadas de 30 e 60, do século passado.

Lacourt (1938) relata que a produção

mensal da mina era de 150 toneladas,

sendo que grande parte era vendida a

antiga Fábrica de Pólvora de Piquete

(Fábrica Presidente Vargas) e uma

pequena parte vendida a ELCHISA S.A.

para a produção de ácido sulfúrico. A

pirita vendida continha em média 46% de

enxofre e traços de arsênio (menos de

0,05%).

Hoje a área da cava, com 89 Km 2 está

abandonada, constitui um local de

deposição ilegal de entulho de construção

civil e a população praticamente mora

nos arredores da mina, fazendo novos

loteamentos instáveis, devido as


condições geotécnicas do local. Nesta

mina, foram observados pontos e uma

galeria subterrânea, com água com pH

inferior a 3.0 e , caracterizando a geração

54

de drenagem ácida de mina (DAM), de

considerável impacto ambiental em

minas de minérios sulfetados.

Figura 1: Mina de Pirita em Ouro Preto – MG, com a localização dos pontos de

amostragem de material e a entrada de uma galeria subterrânea. Fonte: modificado de

Mariano (2008).

3. METODOLOGIA

Para avaliar processo de formação e

abatimento da drenagem ácida pelo uso

de coberturas secas foram montadas 5

colunas de lixiviação (tabela 1),

denominadas I a V, com diferentes

objetivos e dimensões. A tabela 1 mostra

o resumo geral da composição das

colunas de lixiviação, a quantidade de

material introduzido, a duração dos

ensaios e a quantidade de água

introduzida diariamente. As colunas são

compostas por três partes: reservatório

inferior, coluna de retenção da amostra e

tampa superior, sendo que todo o

conjunto é fixado por hastes e borboletas

de latão, conforme figura 2. O

reservatório inferior e a tampa superior

são de PVC e a coluna de retenção da

amostra de acrílico. Ambos os materiais

constitutivos podem ser considerados

inertes quanto às soluções ácidas

percolantes.

A quantidade de material

introduzido nas colunas de lixiviação foi

escolhida aleatoriamente, não

obedecendo nenhuma metodologia de

ensaio. A localização e o número de


pontos de amostragem (figura 2) na Mina

de Pirita foram definidos através de

visitas a campo e também de acordo com

as condições favoráveis à coleta (Moraes,

2010).

Figura 2- Coluna de lixiviaçao. Fonte: Leite

(2009)

As amostras introduzidas nas

colunas foram:

I – material da mina, composto pela

homogeneização das cinco amostras

coletadas (figura 3) com auxílio de pá e

picareta a 30 cm de profundidade do

solo;

II – entulho de construção civil

(figura 4) constituído de pedaços de

concreto, de tijolos de cerâmica, de

argila, de concreto, de gesso e de telhas

de amianto, proveniente de uma reforma

do prédio DEGEO/DEMIN e que foram

cominuídos no Laboratório de

Processamento de Minerais, ambos da

própria UFOP;

55

III – material da mina e entulho, na

mesma proporção;

IV – foi utilizada a proporção de 1:4

com 2,0 kg de material da mina e 8 kg de

entulho;

V - foi preenchida com 1,0 kg de

material da mina, 0,1 kg de cal e 3,0 kg

de entulho.

Figura 3 - Amostras coletadas na Mina de

Pirita, após secagem.

Figura 4 - Entulho proveniente de reforma

no prédio DEGEO/DEMIN da UFOP.

Os objetivos de cada coluna foram:

I e II - foram preparadas com a finalidade

de servir como referência para os

resultados obtidos com as outras colunas

e identificar as características físico-


químicas e o comportamento dos

materiais utilizados, servindo como uma

espécie de “branco” para a comparação

dos resultados, sendo útil na

interpretação da influência das coberturas

aplicadas sobre o material da mina nos

ensaios das colunas III, IV e V;

III – avaliar a qualidade do abatimento da

drenagem ácida oferecida pelo sistema de

cobertura de entulho e verificar se a

proporção do entulho em relação ao

material da mina seria satisfatória no

processo;

Tabela 1 : Características das Colunas de Lixiviação.

56

IV – avaliar a influência da quantidade de

entulho no abatimento da drenagem

ácida;

V - objetivou simular a influência da

camada de aditivo alcalino (cal) entre o

material da mina e o entulho na

proporção (1: 3). A cal foi escolhida,

neste trabalho, para o abatimento de

drenagem ácida, devido a seu baixo custo

relativo no tratamento de drenagens com

elevada acidez e alta concentração de

sulfatos, e por reagir rapidamente no

sistema.

Coluna I Coluna II

Duração do Ensaio: 30 dias

Dimensões: 14,54 x 104 cm

Material de Preenchimento:

14,30 kg de material da mina

Altura de material na coluna:

87 cm

Volume introduzido

diariamente: 955mL

Duração do Ensaio: 30 dias

Dimensões: 7,30 x 75 cm

Material de Preenchimento:

8,3 kg de entulho

Altura de material na coluna:

66 cm

Volume introduzido

diariamente: 241 mL

Coluna III Coluna IV

Duração do Ensaio: 23 dias

Dimensões: 14,54 x 104 cm

Material de Preenchimento:

7,5 kg de material da mina e

7,5 Kg de entulho

Altura de material na coluna:

88 cm

Volume introduzido

diariamente: 955 mL

Coluna V

Duração do Ensaio: 40 dias

Dimensões: 14,54 x 104 cm

Material de Preenchimento:

2,0 kg de material da mina e

8,0 kg de entulho

Altura de material na coluna:

58 cm

Volume introduzido

diariamente: 955 mL


Duração do Ensaio: 40 dias

Dimensões: 7,30 x 75 cm

Material de Preenchimento: 1,0 kg de material da mina, 0,1kg de cal e 3,0

kg de entulho

Altura de material na coluna: 70 cm

Volume introduzido diariamente: 241 mL

3.1 Operações das Colunas

Os ensaios de lixiviação consistiram

em percolar diariamente água deionizada

pelo material da mina e pelos sistemas de

coberturas acrescentados a ele, como o

entulho e a cal, introduzidos nas colunas,

monitorando-se diversos parâmetros

químicos e físico-químicos do lixiviado.

Utilizou-se a água deionizada, em virtude

de se eliminar qualquer possibilidade

contaminação de íons, metais-traços da

água nos ensaios.

Os ensaios de lixiviação foram

realizados de modo a respeitar e

representar ao máximo as condições de

lixiviação em campo do material

coletado, e os sistemas de coberturas

adicionados a ele, simulando diferentes

alternativas de neutralização/abatimento

de drenagem ácida existente.

Para isso, a quantidade de água

deionizada a ser lixiviada pelas colunas I,

II, III, IV e V foi calculada com base na

precipitação média anual ocorrida na

cidade de Ouro Preto e nas dimensões

das colunas.

57

A quantidade de material

introduzido nas colunas de lixiviação foi

escolhida aleatoriamente, não

obedecendo nenhuma metodologia de

ensaio anterior. Após o preenchimento

dos materiais nas colunas, foi colocada

uma camada de geotêxtil sobre eles, para

evitar que a água introduzida na coluna

percorresse caminhos preferenciais não

lixiviando completamente o material.

As soluções drenadas nas bases das

colunas foram coletadas diariamente e

analisadas para diversos parâmetros

físico-químicos e elementos químicos a

fim de se estudar os processos de

produção e abatimento da drenagem

ácida. A escolha dos métodos foi baseada

no Method 1627: Kinetic Test Method for

the Prediction of Mine Drainage Quality

(EPA, 2009) e a metodologia proposta

por Greenberg et al. (1992).

Os parâmetros, comumente, considerados

importantes para serem analisados no

lixiviado da DAM são: pH, Eh (potencial

redox), acidez, alcalinidade, metais,

condutividade elétrica (CE), sulfato e

temperatura. Os métodos de análise e

equipamentos utilizados estão listados na

tabela a seguir.


Tabela 2: Métodos de análise, equipamentos e limites de detecção.

Parâmetro Método Equipamento Limite de detecção

Acidez

Titulométrico Bureta manual

1,0 mg/L CaCO3

Alcalinidade

Total

Condutividade

elétrica

Eh

Metais

pH

Sulfato

Temperatura

Titulométrico

Medida direta

Potenciométrico

Espectroscópico

Potenciométrico

Turbidimétrico

Medida Direta

4. RESULTADOS E DISCUSSÕES

Neste item são apresentados os

resultados e as discussões das análises

efetuadas com as colunas de lixiviação.

Ressalta-se que todos os monitoramentos

das soluções da coluna III foram

impedidos no 23º dia, devido ao

entupimento do dreno da coluna.

Como definição, o pH (potencial

hidrogênionico) representa a

concentração de íons hidrogênio (em

escala anti-logarítmica), fornecendo uma

indicação sobre a condição de acidez,

neutralidade ou alcalinidade da água..

Bureta manual

Condutivímetro Digimed

DM-32 VI.0

pHmetro Digimed DM-

22 VI.2

ICP-OES

SPECTRO/Ciros CCD

pHmetro Digimed DM-

22 VI.2

Turbidímetro Micronal

B250

Condutivímetro Digimed

DM-32 VI.0

58

1,0 mg/L CaCO3

0,001 μS/cm

0,1 mV

Para cada metal existe

um limite de detecção.

0,01

0,1 mg/L

0,1 ºC

Os valores do pH (figura 5) das

colunas I, III, IV e V, foram considerados

ácidos (pH7) apresentado pelas

soluções lixiviadas da coluna II, se deve,

em parte, pela presença do calcário que

faz parte da composição do cimento

utilizado na construção civil. Destaca-se

a rapidez com que se processaram as


eações químicas entre a cal e os

componentes introduzidos na coluna V,

que foram evidenciadas pelo o aumento

do pH ao longo do período analisado. Os

resultados obtidos com a adição de cal,

como reforço no sistema de cobertura se

mostraram satisfatórios, e a partir do 28º

dia pode-se afirmar que o pH das

soluções entraram em processo de

estabilização.

Figura 5: Variação do pH das soluções drenadas

das Colunas de lixiviação.

O Eh indica a medida da

transferência de elétrons (potencial

elétrico) em uma reação de oxi-redução.

O valor do potencial de oxi-redução

informa se um meio é oxidante ou

redutor. Valores mais baixos de Eh

traduzem uma maior disponibilidade de

elétrons, revelando um meio mais

redutor. Valores elevados de Eh indicam

que existem poucos elétrons disponíveis

para a redução, ou seja, o meio é

oxidante. A reação de oxidação

geralmente aumenta a quantidade de

prótons, ou gera um meio mais ácido. A

redução geralmente consome prótons, e o

pH do meio se eleva (Langmuir, 1997;

Dold, 1999 in Moraes, 2010).

59

Figura 6: Variação do Eh das soluções

drenadas das Colunas de lixiviação.

Os valores de Eh (Figura 6)

encontrados para as colunas I, III, IV e V

oscilaram entre 412,5 e 615,3 mV,

indicando um ambiente oxidante,

favorecendo a oxidação de sulfetos. Os

valores de Eh obtidos, oscilaram

fortemente entre -9,5 a 155,4 mV durante

os 30 dias de monitoramento, indicando

um ambiente redutor. Nota-se que a sua

tendência, mesmo após o término do

ensaio seria de forte oscilação.

O pH e o Eh são considerados as

variáveis principais dos processos

geoquímicos para controle da

solubilização dos metais pesados. O pH

controla a precipitação dos metais através

da sua capacidade (concentração de H +

nas águas) para atacar os minerais das

rochas, solos e sedimentos, induzindo a

lixiviação e/ou solubilizando seus

constituintes.

Nas colunas monitoradas, os valores

de CE foram elevados (figura 7),

exibindo uma forte redução nos primeiros

dias de monitoramento, inclusive para a

coluna II. Embora a quantidade e o

material em cada coluna sejam

diferentes, observa-se que os materiais

utilizados possuem elevada

condutividade elétrica, da ordem de

mS/cm. Esse fato pode ser


correlacionado com a grande quantidade

de metais e sulfatos que foram lixiviados

nas soluções drenadas das colunas.

Figura 7: Evolução da Condutividade

elétrica das colunas I,II, III, IV e V ao longo

do tempo.

Figura 8: Evolução da quantidade de sulfato

presente nas soluções drenadas das colunas

I,II, III, IV e V

A concentração de sulfato, em todas

as colunas, determinada pelo método

turbidimétrico foi da ordem de g/L, sendo

que em muitos trabalhos relacionados

com avaliação do potencial gerador de

acidez relataram mg/L. Isso se deve à

grande presença de minerais sulfetados

60

na área estudada. O sulfato é um produto

direto da oxidação dos sulfetos. Nas

colunas I, III, IV e V, houve uma forte

queda de concentração nos primeiros

dias, destacando-se a eficiência do

entulho sobre as reduções e o elevado

estado de alteração das amostras, em

virtude das elevadas concentrações

apresentadas durante os ensaios.

Figura 9: Evolução diária de acidez das

colunas I, III, IV e V.

A acidez, geralmente, é o resultado

da presença de ácidos fracos e pode ser

definida como capacidade da água para

neutralizar OH - . A utilização do entulho

como sistema de cobertura foi eficiente

na redução de acidez das colunas

analisadas. Nota-se que para as colunas I,

III, IV e V, houve um acentuado

decréscimo de acidez nos primeiros dias

de monitoramento. A acidez das soluções

lixiviadas se deu através da elevada

quantidade de sulfato presente nas

amostras e também pela grande

quantidade de metais lixiviados,

principalmente Al, Fe e Mn, para as

soluções. Esse fato pode ser confirmado

pela forte coloração amarela e

viscosidade das soluções analisadas, que

em pH< 3,5, precipitam o íon Fe 3+ que

possui uma coloração amarelo-


alaranjado. Ressalta-se a eficiência da

camada de entulho sobre o material da

mina, que reduziu em mais de 90% a

acidez das soluções das colunas III e IV,

e que junto com a cal reduziu em 99% o

valor da acidez inicial das soluções da

coluna V.

Figura 10 : Evolução da alcalinidade das

soluções drenadas da coluna II.

A alcalinidade pode ser definida

como a capacidade da água em

neutralizar ácidos, sendo uma

conseqüência direta, principalmente, da

presença ou ausência dos íons hidroxila

(OH - ), carbonato (CO3 2- ) e

bicarbonato(HCO3 - ). A alcalinidade

também pode ser influenciada pela

presença de boratos (BO4 2- ), fosfatos

(PO4 2- ) e silicatos (SiO4 2- ) (Guimarães,

2005). Minerais carbonatados existentes

nos sedimentos podem então atuar como

tampões, exercendo um papel de elevar o

valor do pH. A alcalinidade do entulho

da coluna II se deve principalmente à

presença do calcário contido na

composição do cimento, do gesso e dos

silicatos detectados pela difração de raiox

(quartzo, muscovita, caulinita e albita).

61

As figuras de 11 a 14 apresentam os

resultados das concentrações de metais,

considerados importantes no processo da

DAM, lixiviados durante o período de

monitoramento. Em todas as colunas

monitoradas, houve uma expressiva

queda da concentração dos metais Fe, Al,

Mn e Zn, nas soluções lixiviadas no

decorrer dos ensaios. Ressalta-se a

semelhança das curvas obtidas, a alta

concentração dos metais analisados na

coluna III, que possuía uma quantidade

inferior de material da mina que a coluna

I. Supõe-se que esses altos valores

estejam relacionados ao estado de

alteração e a granulometria das amostras

introduzidas na coluna (Moraes, 2010).

Mesmo com a elevada lixiviação dos

metais, estes se encontram foram dos

padrões ambientais considerados no

Brasil.

Figura 11 – Concentração de ferro das

soluções lixiviadas das colunas I, II, III, IV

e V.


Figura 12 – Concentração de alumínio das

soluções lixiviadas das colunas I, II, III, IV

e V.

Figura 13 – Concentração de manganês das

soluções lixiviadas das colunas I, II, III, IV

e V.

62

Figura 14 – Concentração de zinco das

soluções lixiviadas das colunas I, II, III, IV

e V.

Outros metais que apresentaram

concentrações significantes não foram

descritos neste trabalho, pois

apresentaram um certo valor de

concentração inicial que no final dos

experimentos não foram quantificados

devido as suas concentrações serem

menores que o limite de detecção dos

equipamentos utilizados, são eles: As,

Ba, Cd e Pb. É importante considerá-los,

pois neste trabalho foram consideradas

apenas pequenas quantidades de

amostras, e numa quantidade elevada,

estes metais podem causar problemas

ambientais e também ao ser humano, pois

a mina abandonada se localiza próxima a

um ribeirão.

5. CONCLUSÕES

Frente à necessidade de se encontrar

alternativas de se remediar o problema da

geração de drenagem ácida, estudou-se

nesse trabalho o caso de uma mina

abandonada na região de Ouro Preto-

MG, com o problema da drenagem ácida

já instalado e que faz parte de um


contexto de disposição de resíduos de

construção civil.

As características locais (geologia

com a presença de minerais sulfetados,

clima, entre outros) associadas a uma

atuação antrópica desordenada,

colaboraram para a produção de

drenagem ácida resultando num

desequilíbrio ambiental manifestado

principalmente pela poluição hídrica e

contaminação do solo.

O sistema de cobertura seca com

entulho de construção civil empregado

nas colunas de lixiviação aponta uma

alternativa interessante para a remediação

da drenagem ácida de mina, uma vez que

é de baixo custo para as empresas de

mineração e ser uma alternativa

interessante para as grandes cidades que

não possuem áreas para deposição de

entulho de construção.

63

A acidez das soluções lixiviadas se

deu através da elevada quantidade de

sulfato presente nas amostras e também

pela grande quantidade de metais

lixiviados, principalmente Al, Fe e Mn,

para as soluções. Ressalta-se a eficiência

da camada de entulho sobre o material da

mina, que reduziu em mais de 90% a

acidez das soluções das colunas III e IV,

e que junto com a cal reduziu em 99% o

valor da acidez inicial das soluções da

coluna V.

É importante considerar outros metais

que não foram descritos neste trabalho

visto que eles podem causar problemas

ao ser humano e ao meio ambiente.

6. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS

[1] ANJOS, J.A.S.A. Avaliação da Eficiência de uma Zona Alagadiça (Wetland) no

Controle da Poluição por Metais Pesados: o Caso da Plubum em Santo Amaro da

Purificação/BA. Tese (Doutorado), Universidade de São Paulo, São Paulo, 327p, 2003.

[2] BENZAAZOUA M., BUSSIÈRE B., DEMERS I., AUBERTIN M., FRIED E., BLIER

A. Integrated mine tailings management by combining environmental desulphurization and

cemented paste backfill: Application to mine Doyon, Quebec, Canada. Minerals

Engineering, v.21, p. 330–340, 2008.

[3] BLOWES, D.W.; PTACEK, C.J.; JAMBOR, J.L. WEISENER, C.G. The Geochemistry

of Acid Mine Drainage. In: Holland H.D., Turekian K.K. (Ed.). Treatise on Geochemistry.

Amsterdan: Elsevier B.V., v.9, p.149-204, 2003.

[4] BORMA, L.S.; SOARES, P.S.M. Drenagem Ácida e Gestão de Resíduos Sólidos de

Mineração. In: Extração de Ouro – Princípios, Tecnologia e Meio Ambiente, Rio de Janeiro

– RJ, cap.10, p.243-266, 2002.

[5] EVANGELOU, V.P. Pyrite oxidation and its control: Solution Chemistry, Surface

Chemistry, Acid Mine Drainage (AMD), Molecular Oxidation Mechanisms, Microbial

Role, Kinetics, Control, Ameliorates and Limitations, Microencapsulation. 293p, 1995.


[6] GALATTO, S.L.; LOPES, R.P.; BACK, A.J.; BIF, D.Z.; SANTO, E.L. Emprego de

coberturas secas no controle da Drenagem Ácida de Mina – Estudos em campo. Engenharia

Sanitária e Ambiental, v.12, n.2, p. 229-236, 2007.

[7] GREENBERG, A.E; CLESCERI, L.S.; EATON, A.D. Standard Methods for the

examination or water and wastewater. Washington: American Public Health Association,

18ed. 1992.

[8] GUIMARÃES, A. T. A. Avaliação Geoquímica Ambiental da Barragem do Ribeirão da

Cachoeira, Sudeste do Quadrilátero Ferrífero, Ouro Preto – MG. Dissertação (Mestrado).

Universidade Federal de Ouro Preto. Ouro Preto – MG, 111p, 2005.

[9] HESKETH A.H., BROADHURST J.L., HARRISON S.T.L. Mitigating the generation

of acid mine drainage from copper sulfide tailings impoundments in perpetuity: A case

study for an integrated management strategy. Minerals Engineering, v. 23, p. 225–229,

2010.

[10] IPAT-UNESC - Instituto de Pesquisas Ambientais e Tecnológicas – Universidade do

Extremo Sul Catarinense. Pesquisa e desenvolvimento de metodologias para o controle de

drenagem ácida e tratamento de efluentes da indústria carbonífera. Instituto de Pesquisas

Ambientais e Tecnológicas - IPAT. Relatório técnico, Criciúma -SC. 184p, 2000.

[11] IPAT-UNESC - Instituto de Pesquisas Ambientais e Tecnológicas – Universidade do

Extremo Sul Catarinense Desenvolvimento de métodos de tratamento de drenagem ácida de

minas de carvão. Instituto de Pesquisas Ambientais e Tecnológicas - Universidade do

Extremo Sul Catarinense. Relatório técnico, Criciúma – SC. 90p, 2001.

[12] LACOURT, F. Barita e Pirita no Município de Ouro Preto – Minas Gerais. Revista

Mineração e Metalurgia, Rio de Janeiro – RJ, v.II, n.11, p.298-301, 1938.

[13] LEITE, A. L. Testes estáticos e cinéticos para previsão e prevenção de drenagem

ácida: estudo do caso das Indústrias Nucleares do Brasil (INB), Caldas MG. Relatório de

Pesquisa. Universidade Federal de Ouro Preto, Ouro Preto-MG. 80p,2009.

[14] LIMA, A.L.C.. Influência da Presença de sulfetos nos Tratamentos de Fundação da

Barragem da UHE Irapé – Vale do Jequitinhonha – MG. Dissertação de Mestrado.

Universidade Federal de Ouro Preto.Ouro Preto, 229p, 2009.

[15] MACHADO, L. A. Ensaios Estáticos e Cinéticos para a Prevenção da Geração de

Drenagem acida de Minas da Mineração de Carvão com Escoria de Aciaria. Dissertação

(Mestrado). Universidade Federal do Rio Grande do Sul, Porto Alegre, 99p, 2007.

[16] MACHADO, L.A.; SCHNEIDER, I.A.H. Ensaios Estáticos e Cinéticos para a

Prevenção da Geração de Drenagem Ácida de Minas da Mineração de Carvão com Escória

de Aciaria. Revista da Escola de Minas, v. 61, p. 329-335, 2008.

[17] MADEIRA, V. S. Aproveitamento de Resíduos da Mineração de Carvão para a

Fabricação de Produtos com Elevado Valor Agregado. Tese de Doutorado, Florianópolis

(SC), Universidade Federal de Santa Catarina. 2010.

[18] MARIANO, T.R.B. Diagnóstico – Plano Integrado de Gerenciamento dos Resíduos

Sólidos da Construção civil no Município de Ouro Preto. Monografia de Graduação.

Universidade Federal de Ouro Preto, Ouro Preto - MG. 82p, 2008.

64


[19] MELLO, J.W.V; ABRAHÃO, W.A.P. Geoquímica da drenagem ácida. In:

RECUPERAÇÃO DE ÁREAS DEGRADADAS. Viçosa: p. 45-57, 1998.

[20] MENEZES, J. C. S. S.Produção de Coagulantes Férricos na Mineração de Carvão.

Tese de Doutorado, Porto Alegre (RS), Universidade Federal do Rio Grande do Sul. 2009

[21] MORAES, N. C. Abatimento de Drenagem Ácida de Mina com Entulho de Construção

Civil: uma proposta de Reabilitação de uma Antiga Mina de Pirita. Dissertação (Mestrado).

Universidade Federal de Ouro Preto, 211p, Ouro Preto - MG. 2010.

[22] MORAES, N. C. Uso de entulho de construção civil como sistema de cobertura para

abatimento de drenagem ácida de minas em antiga mina de pirita. Revista Escola de Minas,

v. 64, p. 213-218, 2011.

[23] MURTA, F. C. . Ensaios de Coluna para a Avaliação Passiva de Drenagem Ácida na

Mina de Osamu Utsumi (INB), Caldas/MG. Dissertação (Mestrado). Universidade Federal

de Ouro Preto, 127p, Ouro Preto - MG. 2006.

[24] PASTORE, E.L. e MIOTO, J.A.Impactos Ambientais em Mineração com Ênfase à

Drenagem Mineira Ácida e Transporte de Contaminantes. Revista Solos e Rochas, São

Paulo-SP, v. 23, (1): p. 33-53, 2000.

[25] PETERSON, M.(2008) Produção de Sulfato Ferroso a Partir da Pirita:

Desenvolvimento Sustentável. Tese de Doutorado, Florianópolis (SC), Universidade

Federal de Santa Catarina.

[26] PINTO, A.C.P.; NEPOMUCENO, A.L. Testes de predição e controle do processo de

drenagem ácida no rio Paracatu Mineração S.A. In: DIAS, L.E.; MELLO, J.W.V (ed.).

Recuperação de áreas degradadas. Viçosa, MG, p. 59-68. 1998.

[27] POSSA, M. V ; SANTOS, M.D.C. Tratamento da Drenagem Ácida de Mina por

Processo de Neutralização Controlada. Seminário Brasil-Canadá de Recuperação

Ambiental de Áreas Mineradas, Florianópolis – SC, v.1, p.233-252, 2003.

[28] REBOUÇAS,A.C.,BRAGA,B.,TUNDISI,J.G. Águas doces do Brasil: Capital

Ecológico, Uso e Conservação – Ecologia. Editora Escrituras, 3ª edição, p.433-460.748p,

2006.

[29] RITCEY, G.M. Tailings management: problems and solution in the mining industry.

Elsevier, Amsterdam, 970p, 1989.

[30] ROESER, P.A. Avaliação de um Sistema Passivo de Remediação de Drenagem Ácida

de Estéril de Urânio. Monografia de Graduação. Escola de Minas, Universidade Federal de

Ouro Preto, Ouro Preto – MG. 78p, 2006.

[31] RUBIO, J.; TESSELE, F.; PORCILE, P. A ; MARINKOVIC, E. (2002). Flotación

como Processo de Remoción de Contaminantes: Avances e Aplicaciones en la Flotación

por Aire Dissuelto. Minerales, Santiago do Chile.v.57,n.243, p. 21-28, 2002.

[32] SALVIANO, A.B. Avaliação de Escória de Aciaria para o Controle e Abatimento de

Drenagem Ácida de Mineração. Universidade Federal de Ouro Preto. Programa de Pós-

Graduação em Engenharia Ambiental. Ouro Preto-MG, 187p, 2010.

[33] SILVA, R.A. Recuperação Hidrometalúrgica de Metais da Drenagem Ácida de Minas

por Precipitação Seletiva. Tese de Doutorado, Porto Alegre (RS), Universidade Federal do

Rio Grande do Sul. 2010.

65


[34] SILVEIRA, A.N.; SILVA, R.; RUBIO, J. Treatment of Acid Mine Drainage (AMD) in

South Brazil: Comparative active processes and water reuse. International Journal of

Mineral Processing, v.93, n.2, p. 103-109, 2009.

[35] SOARES, E.R.; MELLO, J.W.V.; SCHAEFER, C.E.G.R.; COSTA, L.M. Cinza e

Carbonato de cálcio na Mitigação de Drenagem Ácida em Estéril de Mineração de Carvão.

Revista Brasileira de Ciência do Solo, v.30, p.171-180, 2006.

[36] SOUZA, V.P.; BORMA, L.S.; MENDONÇA, R.M.G. Projeto de Coberturas Secas

Para Controle da Drenagem Ácida em Depósitos Geradores de Acidez. Seminário Brasil-

Canadá de Recuperação Ambiental de Áreas Mineradas, Florianópolis-SC. v.1, p.253-271,

2003.

[37] U. S. ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY – U. S. EPA. “Method 1627:

Kinetic Method for the Prediction of Mine Drainage Quality”. Technical Document, p. 1-

40, EPA 821-R-09-002, 2009.

[38] VASQUEZ, B.A.F. Tratamento Secundário de Drenagem Ácida de mina em Banhados

Construídos e Lagoa de Polimento. Dissertação (Mestrado). Universidade Federal do Rio

Grande do Sul, Porto Alegre. 125p, 2007.

[39] VIGÂNICO, E. M. Produção de Sulfato Ferroso a Partir de Rejeitos de carvão.

Dissertação de Mestrado. Universidade Federal do Rio Grande do Sul. 2009.

66


EVALUACIÓN DE LA CALIDAD DEL AGUA EN

LA MINA subterránea DE WOLFRAMIO de

PORTUGAL

AVALIAÇÃO DA QUALIDADE DA AGUA NA

MINA subterrânea DE WOLFRAMIO de

PORTUGAL

ASSESSMENT OF WATER QUALITY DOU TO

WOLFRAM underground MINE of PORTUGAL

V. F. NAVARRO TORRES 1 y N.R. SINGH 2

1: Professor, Technical University of Lisbon, Av. Rovisco Pais 1049-011 Lisbon Portugal,

vntorres@ist.utl.pt

2: Honorary Professor, University of Nottingham University, UK,

raghu.singh@nottingham.ac.uk

ABSTRACT: Water has an important role in creating pollution problems in the mining

regimes influencing the surrounding surface environment. The purpose of this study is

to make an assessment of groundwater quality in an underground mine site in Portugal

with a view of determining the pollution potential of groundwater. In the corresponding

surface area of this underground mine, intersections of four faults form rock blocks

which delimit the surface subsidence influencing the flow pattern of the surface streams

and the ground water table resulting in inflow of ground water and rainwater into

mining excavations. When this water comes into contact with the virgin rock mass

containing pyrites in presence of atmospheric air, acid mine water is formed. This

acidic water reacts with the broken rock material dissolving metallic sulphides into

solution and also carrying suspended solids. These waters when discharged in the

“Boldehão” river produce diverse environmental impact levels, such as: for irrigation

PH low and Zn high levels risk cause; for human consumption PH, Cu, Fe and Mn high

level risk; and for fishes Ph, Cu and Zn cause high level.

69


1. INTRODUCCIÓN

The underground mining of the ore body

lowers the ground water table resulting in

inflow of ground water and rainwater

into mining excavations. When this water

comes into contact with the virgin rock

mass containing pyrites in presence of

atmospheric air, acid mine water is

formed (Navarro Torres, V. F. et al,

2005). This acidic water reacts with the

broken rock material dissolving metallic

suphides into solution and also carrying

suspended solids (Akcil, A. et al, 2006).

These waters when discharged in the

river and natural superficial waters

produce pollution causing significant

environmental impacts to the aquatic life

and the ecosystem (Singh, R.N., 1998,

Schoeman, J. et al, 2001). The mine

water quality assessment of the

Panasqueira mine comprises taking 25

water samples from the mine and

carrying out a chemical analysis of the

water samples in the laboratory. Six

water samples were taken from level 1,

six from level 2 and 10 from level 3. In

addition, three water samples were also

taken from the Bodelhão river on

upstream, mid stream and downstream

side of the mine. Parameters measured in

each water sample were pH value, total

suspended solid in g/l, copper, Zinc, Iron,

Manganese and arsenic (measured in

ppm). It was observed that metal

concentration in old workings above

level 1 is lower than that in the active

part of the mine in Level 2 and Level 3. It

can also be seen that the arsenic

concentration in level 3 is comparatively

high. The pH value of water at the

downstream side of the mine is below 4.5

(acidic) and does not meet with the

international standards for use of water

for irrigation and human consumption.

70

The characterization of mine water

environmental impact is very important

for prevention and remediation actions

(Johnson D.B. et al, 2005) for

environmental sustainability of mining.

1. GENERAL ASPECTS OF MINE

WATER IN PANASQUEIRA MINE

1.1 The site of investigation

The site of investigation is the

Panasqueira Wolfram Mine which is

located 300 km northeast of Lisbon at a

distance of 35 km from small town of

Fundao. This underground mine is one of

the largest tungsten producer in the

world. The mine has produced some

100,000 tonnes of Wolframite from some

29 million tonnes of ore since its

inception in 1947 (Figure. 1).

N

Porto

Lisbon

Panasqueira

Mine

Oliveira

do Hospital

Arganil

Pampilhosa

da Serra

E.N. 238

Castelo Branco

0 200 km 0 50 km

Figure 1. Location of Panasqueira mine

Covilhã

Fundão


1.2 Wolfram ore body and the

surrounding rock mass

The rock mass basically consists of shale

with different degrees of metamorphisms,

originating from an underlying granite

intrusion forming quartzitic veins where

the wolfram ore body is formed (Figure

2). The mineralized zones consisting of

quartzitic veins contains sub-horizontal

lines that overlap and fill the joints and

fracture in schist rocks, with average

thickness of 30 the 40 cm of Wolframite,

which is the main mineral for mining.

Beside this mineral, a great variety of

other minerals occur with the ore, such

as, cassiterite, chalcopyrite, hornblend,

topaz, apatite, fluorite, mica and

marcassite. The ore has an average

mineral content of 4.2 kg WO3/ton (31.04

kg/m 2 ), which is currently extracted

above level 2 and 3, with some

possibility to extend the mine workings

to level 4 in the future.

VERTIC

1150 AL

1050

950

750

650

550

450

E

Level 0

Level 1

Level 2

Level 3

Schist

Casal

Figure 2. Rock mass and wolfram ore in

Panaqueira mine (Navarro Torres,2001)

1.3 Hydrology of Panasqueira mine

area

Rebordôes

P6

Shiest

Schist Level 530

P4

P2

Granite

intrusion

P0 P(-5)

Actual

exploitation area

The surrounding area of the Panasqueira

mine had an average precipitation of

1600 mm/year for the hydrology year of

1998/99 as reported in the publication of

the National Institute of Water - INAG of

the Ministry of the Environment,

Portugal (INAG, http://www.inag.pt)

D23

W

71

As the highest pluvial precipitation level

at the mine site occurs in January, the

measurements of mine water quality were

made during January 2001 in order to

correspond to the largest make of the

water in the mine. The surface area

overlying the actual underground

operations is mountainous with the

altitude varying between 650 m to 950 m

above the mean sea level. There are six

well defined surface water streams which

discharge in to Bodelhão river as shown

in Figure 3.

In the corresponding surface area of the

underground mine, a subsidence zone

due to the underground openings is

formed as shown in Figure 3. There are

four faults striking from South to North

direction and hading 80º to 87º in East

direction.

These faults are designated as Vale das

Freiras fault, Lameiras fault, Y fault and

IW fault. These faults are intersected by

three other orthogonal faults striking East

to West direction and hading from 63º to

89º in North direction. These faults are

designated as 8E fault, D19 fault and

Vert fault. Intersections of these faults on

the surface form rock blocks which

delimit the surface subsidence

influencing the flow pattern of the

surface streams.


Scale:

7

Vale das

Freiras Fault

Vert Fault

SUBSIDÊNCE (cm)

Block Minimum Maximum

7 ‐ ‐24

8 ‐08 ‐57

9 ‐30 ‐85

8

Figure 3. Hydrogeology of Panasqueira

mine area (Navarro Torres, 2003)

Figure 3 illustrated the influence of

subsidence in altering the natural flow

pattern of the surface water creeks which

prevents water draining from the

underground galleries causing water

logging of underground mine workings.

2. MINE WATER

CHARACTERIZATION

4

Lameiras

Fault

D23

D25

D27

31000

D29

1

2.1. Quantitative measurements

D17

9

D19

D21

LEGEND

D15

5

The measurement of mine water inflow

in the underground openings were

systematically carried out and the results

indicate that in total 810.22 l/s water is

discharged from Salgueira gallery to the

surface streams. It may be noted that

45% of water is discharged from the

North of the Salgueira gallery from the

old discontinued mining areas from level

0, 39% of water corresponds to levels 1

and 2, 16% correspond of level 3, that

2

Y Fault

D13

P1

Q= 0

Q= 0

D11

Q= 0


CASAL

D31

6

3

IW Fault

P4

Falha D19

Q= 10 l/s

Raises

••

Gallery without water

Gallery with water

Faults

Creeks with water outflow

Creeks without water outflow

8E Fault

Q= 300 l/s

7

Q= 30 l/s

Q= 25 l/s

32000

54000

Õ

P(-5)

Bodellão

River

53000

Block enter faults

Exploitation area

72

pH

needs to be controlled by the pumping

system (Figure. 4).

Water source Q (l/s) %

L1

L2

L3

L0, others

TOTAL

146.60

168.13

125.53

369.96

810.22

Figure 4. Mine water distribution in

underground openings

2.2. Characterization of mine water

quality

18

21

16

45

100

The results of the laboratory analysis of

mine water samples in underground

openings are illustrated in figures 5, 6, 7

and 8.

7

6

5

4

3

2

1

0

Level 1 Level 2 Level 3 River

Level 1 , samples: 1,5,8,7,11,21

Level 2 , samples: 10,9,6,2,4,12

Level 3 , samples:

13,14,3,16,17,15,18,19,20,22

Sample 25: Bodelhão River amount to Fonte de

Masso mine water discharge

Sample 23: Bodelhão river amount to

Salgueira mine water discharge

Sample 24: Bodelhão river after Salgueira

discharge

1 5 8 7 11 21 10 9 6 2 4 12 13 14 3 16 17 15 18 19 20 22 23 24 25

Samples number

Figure 5. pH of groundwater in

underground openings and Bodelhão river

The pH values of mine water at these

sites vary between 3.0 and 6.5 and at the

discharge point in Salgeuira and Fonte de


Masso galleries pH value is 4, indicating

acidic mine water.Therefore the mine

water polluted bay metals solid particles

and metals (Cu, Zn, Fe, Mn and As) and

finally discharged in Bodelhão river.

Total particles concentration (g/l)

Metals concentration (ppm)

As concentration (ppm)

5.0

4.5

4.0

3.5

3.0

2.5

2.0

1.5

1.0

0.5

0.0

70

60

50

40

30

20

10

0

0.1

0.09

0.08

0.07

0.06

0.05

0.04

0.03

0.02

0.01

0

Level 1 Level 2 Level 3 River

Level 1 , samples:

1,5,8,7,11,21

Level 2 , samples:

10,9,6,2,4,12

Level 3 , samples:

13,14,3,16,17,15,18,19,20,2

2

Sample 25: Bodelhão River amount to Fonte de

Masso mine water discharge

Sample 23: Bodelhão river amount to

Salgueira mine water discharge

Sample 24: Bodelhão river after Salgueira

discharge

1 5 8 7 11 21 10 9 6 2 4 12 13 14 3 16 17 15 18 19 20 22 23 24 25

Samples number of groundwater and Bodelhão river

Figure 6. Particles size distribution in

groundwater and Bobelhão river

Cu Zn

Fe Mn

Level 1 Level 2 Level 3 River

1 5 8 7 11 21 10 9 6 2 4 12 13 14 3 16 17 15 18 19 20 22 23 24 25

Samples number in Groundwater and Bodelhão river

Figure 7. Metals concentration in

groundwater and Bodelhão river

Level 1 Level 2 Level 3

1 5 8 7 11 21 10 9 6 2 4 12 13 14 3 16 17 15 18 19 20 22 23 24 25

Samples number in groundwater and Bodelão river

River

Figure 8. As concentration in groundwater

and Bodelhão river

73

2.3. Measurement of mine water

quality and its influence on superficial

water

The water samples were taken from four

points, three from “Bodelhão” river and

one from mine water discharge point in

the Salgueira gallery. It may be noted

that the

other discharge point in the Panasqueira

mine is called “Fonte de Masso” gallery

as shown in Figure. 8. The results of

laboratory analyses are presented in

Table 1.

Mine water discharge

“Fonte de Masso”

gallery

1

“ Bodelhão”

river

2

4

Mine water

discharge

“Salgueira” 3

ll

Mine water

remediation plant

Figure 8. Measurements points of mine

water discharge and the “Bodelhão” river

Table 1. Results pollutants values of

laboratory analysis in 4 measurements

monitoring points

Pollutants (ppm)

Sit

e

pH Cu Zn Fe Mn As

1 5.2 0.0 0.52 0.1 0.0 0.0

7 4

3 9 0

2 5.1 0.1 1.04 0.0 0.8 0.0

6 5

3 7 0

3 3.9 2.0 12.60 4.0 8.6 0.0

9 1 5 9 0 3

4 4.1 3.1 15.80 2.9 8.2 0.0

8 1

1 0 3


3. ASSESSMENT OF MINE WATER

QUALITY

3.1 Water quality assessment criteria

The present study for water quality

assessment based in d European Laws

(DC nº 75/440/CEE de 16-06-1975,

79/923/CEE de 30-10-1979 and nº

80/778/CEE de 15-07-1980) and

Portuguese water law (Portuguese law

D.L nº 236/98). Based in this standards

norms the mine water quality assessment

criteria elaborated for pH and metal

concentrations and for irrigation, human

consumption and fish.

Table 2. Matrix for mine water quality

assessment

Assessment pH Metal concentration

Irrigation Human cons. Fish

Low ∇ 4.5 ≥pH >3.5 6.5 ≥pH >5.5 6 ≥pH >5 1.05CVLA ≥ Cr> CVLA

Moderate ⊗ 3.5 ≥ pH >2.5 5.5 ≥ pH >4.5 5 ≥ pH >4 1.10CVLA ≥ Cr> 1.05CVLA

High ♦ pH ≤ 2.5 pH ≤4.5 pH ≤4 Cr> 1.10 CVLA

Cr. Pollutant concentration, CVLA:

Concentration Level admissible

3.2 Mine water quality assessment

result

In Panasqueira mine the pH of the mine

water in the underground openings is less

than 7. Therefore, mine water can be

characterized as acidic water. Obvious

has not felt to the mine water quality

assessment in underground environment,

but is evident from the discharge point

exists the pollution risk in the superficial

water flows in called Bodelhão river,

therefore, the mine water quality

assessment based in the laboratorial

analysis results of water sample in four

measurement points (Figure.8).

Applying the matrix for mine water

quality assessment criteria (Table 2)

based in the discharge mine water quality

and surface water conditions the

74

environmental impact result as presented

in Table 3.

Table 3. Panasqueira mine water assessment

result (Navarro Torres, V.F., 2003)

Measurement

points

1

2

3

4

Water

Pollutants

pH

Cu

Zn

Fe

Mn

As

pH

Cu

Zn

Fe

Mn

As

PH

Cu

Zn

Fe

Mn

As

pH

Cu

Zn

Fe

Mn

As

Measure

Cr

(ppm)

5.27

0.04

0.52

0.13

0.09

0.00

5.16

0.15

1.04

0.03

0.87

0.00

3.99

2.01

12.60

4.09

8.60

0.026

4.18

3.11

15.80

2.91

8.20

0.026

Environmental impact level

For For human For

irrigation consumption fishes

CVLA Risk CVLA Risk Risk

(ppm) (ppm)

4.5 - 9.0 - 6.5 - ∇ ∇

5 - 8.5 - -

10 - 0.10 - -

- - - -

10

10

-

-

0.20

0.05

0.05


-

4.5 - 9.0 - 6.5 - ⊗ ∇

5 - 8.5 ♦ -

10

-

-

-

0.10

-

-

-

-

10

10

-

-

0.20

0.05

0.05


-

4.5 - 9.0 ∇ 6.5 - ♦ ♦

5 - 8.5 ♦ ♦

10

-

10

10


-

-

-

0.10

-

0.20

0.05

0.05

-



-


4.5 - 9.0 ∇ 6.5 - ♦ ⊗

5

10

-

10

10

-


-

-

-

8.5

0.10

-

0.20

0.05

0.05


-



-



The assessment results presented in Table

3, Figure 9 and Figure 10 shows to a

strong pH reduction and a violent

increment of the metal concentration in

the superficial water of the Bodelhão

river caused of the mine water discharge

by the Fonte de Masso and Salgeuira

galleries.

pH

7

6.5

6

5.5

5

4.5

4

3.5

VLA for human consumption

VLA for fishes

VLA for irrigation

1 2 3 4

Measure points

Figure 9 – pH assessment in discharged

mine water and influenced in superficial

water of the Bodelhão river


Metal concentration (ppm)

0.5

0

1

1.5 2

2.5 3

3.5 4

4.5 5

5.5 6

6.5 7

7.5 8

8.5 9

16

15.5

15

14.5

14

13.5

13

12.5

12

11.5

11

10.5

10

9.5

VMA VLA forpara irrigation: rega: Cu Cu

Cu

Zn

Fe

Mn

As

Figure 10 – Metal concentration assessment

in discharged mine water and influenced in

superficial water of the Bodelhão river

The pH reduction and metal

concentration increase represent high

environmental risk for human and fishes

and low for irrigation.

4. CONCLUSIONS

When the surface and groundwater as

result of underground mining operations

comes into contact with the virgin rock

mass in presence of atmospheric air, acid

mine water and heavy metals are formed,

and when discharged in the river and

natural superficial waters produces

important environmental impact.

5. REFERENCES

VMA VLApara for irrigation: rega: Zn, Zn,Mn,As Mn, As

VMA VLA para for human Homem: Cu 0.1, Fe 0.2, Mn e As 0.05

1 2 3

Measurement points

4

75

In the case study of Portuguese wolfram

Panasqueira mine, the subsidence

resultant of the underground mining and

system faults influenced, cause the total

alteration of superficial water quality and

quantity through the filtration of

underground mining openings.

In this mine, the balance of mine water

distribution in underground openings

result 18% in Level 1, 21% in level 2,

16% in level 3 and 45% in level 0 and

others. The results of laboratory analysis

of systematic mine water samples in

underground mining openings indicate

that the mine water is very acid in all

areas and the metal concentration is very

high in bigger intensity mining activities

areas.

The discharge of mine water in Bodelhão

river cause, for irrigation for Zn high

level environmental risk and for PH low

level; for human consumption cause high

level risk for PH, Cu, Fe and Mn; and for

fishes cause high level risk for Ph, Cu

and Zn.

AKCIL, A. and KOLDAS, S., 2006. Acid Mine Drainage (AMD): causes, treatment and

case studies. Journal of Cleaner Production 14, 1139-1145

EUROPEAN LAW DC nº 75/440/CEE de 16-06-1975, 79/923/CEE de 30-10-1979 and nº

80/778/CEE de 15-07-1980, pp. several.

INAG – Instituto Nacional de Água, Ministério do Ambiente de Portugal –

http://www.inag.pt/

JOHNSON D.B. and HALLBERG K.B., 2005. Acid mine drainage remediation options: a

review. Science of the Total Environment Journal 338, pp. 3-14.


NAVARRO TORRES, V.F., 2001. Avaliação do impacte Ambiental Subterrâneo da Mina

da Panasqueira. Report Geotechnical Centre of IST, Lisbon.

NAVARRO TORRES, V.F. 2003. Underground Environmental Engineering and

Applications in Portuguese and Peruvian Mines. PhD Thesis Technical University of

Lisbon.

NAVARRO TORRES, V . F . e t a l , 2005. Environmental underground engineering and

applications. Roberto C. Villas Bôas (Ed.), CETEM/CNPq/CYTED-XIII, 550 p., ISBN 85-

7227-210-0

PORTUGUESE LAW D.L nº 236/98, 1998. Decreto Lei nº. 236/98 de 1 de Agosto, Diário

da República -1Serie-A No. 176, pp 47.

SCHOEMAN, J. and A. STEYN, A., 2001. Investigation into alternative water treatment

technologies for the treatment of underground mine water discharged by Grootvlei

Proprietary Mines Ltd into the Blesbokspruit in South Africa. Desalination Jopurnal 133,

pp. 13-30

SINGH, R. N., 1998. Wastewater Quality Management in Coal Mines in the Illawarra

Region. University of Wollongong - Australia, International Conference on Mining and the

Environment, Indonesia.

76


NEUTRALIZAÇÃO NATURAL POR

CARBONATOS EM MINAS SUBTERRÂNEAS

COM FORMAÇÃO DE DRENAGEM ÁCIDA

NEUTRALIZACIÓN NATURAL CON

CARBONATO EN LAS MINAS

SUBTERRÁNEAS CON LA FORMACIÓN

DE DRENAJE ÁCIDA

LUCIANO SANTOS TOMAZI PENA

lstp@yahoo.com.br

ADILSON CURI,

JOSÉ MARGARIDA DA SILVA

Programa de Pós-Graduação em Engenharia Mineral – Escola de Minas – Universidade

Federal de Ouro Preto

RESUMO

Alguns trabalhos apresentam o potencial de drenagem ácida em minas subterrâneas

em depósitos de ouro e de carvão. Este trabalho apresenta um estudo de caso para

uma mina subterrânea de ouro, no Brasil, com formação de drenagem ácida. Como

o corpo mineralizado está inserido em rochas clásticas carbonáticas, este efeito é

minimizado, naturalmente, pela reação entre os ácidos formadores das águas ácidas

e os carbonatos das rochas encaixantes. Nestas condições, verifica-se, nos locais da

mina, um pH da solução aquosa entre 7,0 e 8,0, proporcionando uma neutralização

natural e uma situação favorável para a empresa mineradora que não necessitará

permanecer no local para tratamento da Drenagem Ácida de Mina após o

fechamento da mina. É preciso deixar claro que o pH do efluente aquoso, objeto de

estudo deste trabalho, é somente um dos fatores a observar ao término das

atividades e fechamento da mina.

Palavras-chave: mineração subterrânea, drenagem ácida de mina, calcários.

Resumen

Algunos estudios muestran que el potencial de drenaje ácido de minas

subterráneas en los yacimientos de oro y carbón. Este trabajo presenta un estudio

77


de caso para una mina de oro subterránea en Brasil, con la formación de drenaje

ácido. A medida que el cuerpo mineralizado se inserta en las rocas

carbonatadas clásticos, este efecto se minimiza, por supuesto, por la reacción

entre el agua formando ácidos grasos y los carbonatos en las rocas de acogida. En

consecuencia, es en la mina local, una solución acuosa de pH entre 7.0 y 8.0,

proporcionando un aspecto natural y neutralizar una situación favorable para la

empresa minera que no necesita permanecer en su lugar para el tratamiento de

drenaje ácido mina después de cierre de la mina. Debe quedar claro que el pH de la

solución acuosa objeto de efluentes, de este trabajo es sólo un factor a mirar el final

de las actividades y el cierre.

Palabras clave: minería subterránea, el drenaje ácido de mina, la piedra caliza

INTRODUÇÃO

Alguns trabalhos apresentam o potencial

de drenagem ácida em minas

subterrâneas em depósitos de ouro e de

carvão.

Drenagem Ácida de Mina (DAM) é

caracterizada como água ácida (pH

inferior a 5,0), constituída por sulfetos de

ferro e outros metais que se formam em

condições naturais quando os sulfetos são

expostos à atmosfera ou ambientes

oxidantes. DAM pode ser formada em

minas sulfetadas a céu aberto ou

subterrâneas. Drenagem alcalina de mina

é água que tem pH maior que 6,0, mas

pode também ter metais dissolvidos que

podem formar ácido por oxidação ou

hidrólise. A qualidade da drenagem,

ácida ou básica (alcalina), proveniente de

minas a céu aberto, subterrâneas, com ou

sem preenchimento posterior (“backfill”)

depende da natureza das rochas. Será

ácida se constituída por sulfetos ou

78

básica se constituída por metais alcalinos

ou carbonatos. Em geral, espera-se que

rochas

ricas em sulfetos e pobres em carbonatos

formem drenagem ácida. Ao contrário,

rochas pobres em sulfetos e ricas em

carbonatos, espera-se formar drenagem

básica.

A Drenagem Ácida de Mina é formada

devido à decomposição de sulfetos em

ambientes oxidantes, na presença de

oxigênio (O2) e água (H2O). Estes

ambientes ocorrem predominantemente

em minas de minerais sulfetados, tais

como: pirita e marcassita (FeS2),

calcopirita (CuFeS2), covelita (CuS),

arsenopirita (FeAsS) e outros. A tabela 1

mostra alguns dos minerais sulfetados

importantes. Os formadores mais

importantes de ácido são pirita,

arsenopirita e marcassita. A pirita

comumente ocorre associada com outros

sulfetos metálicos causando drenagem

ácida.


Tabela 1. Alguns sulfetos importantes para obtenção de metais.

Fórmula Mineral Fórmula Mineral

FeS2 Pirita MoS2 Molibdenita

FeS2 Marcassita NiS Millerita

Fe7S8 Pirrotita PbS Galena

Cu2S Calcocita ZnS Esfarelita

CuS Covelita FeAsS Arsenopirita

CuFeS2 Calcopirita

A Drenagem ácida de mina (DAM) é um

dos fatores mais importantes na ocasião

do fechamento definitivo de uma mina.

Implica monitoramento, correções e

atitudes necessárias para que se tenha

uma situação mais próxima possível do

inicial ou que não traga conseqüências

inadequadas ao reuso da área.

Os sulfetos são minerais muito

importantes no cenário da mineração

mundial. Vários

metais importantes estão diretamente

associados a estes minerais na forma de

sulfetos: Cu, Pb, Zn, Ag, Hg e outros e

de forma indireta, como o ouro,

principalmente à arsenopirita. Estes

minerais em exposição à água e oxigênio

reagem entre si formando ácido sulfúrico

(H2SO4), entre outros provocando, assim,

drenagem ácida.

OBJETIVOS

Este trabalho tem como objetivo

demonstrar, que em ambientes

carbonáticos (carbonatados) o ácido

sulfúrico formado pela decomposição da

pirita, pirrotita e outros minerais

sulfetados, em ambientes aquosos e

oxidantes, reagem naturalmente com

carbonato de cálcio ou sódio,

79

neutralizando o ácido formado e evitando

a drenagem ácida da mina (DAM).

GEOLOGIA LOCAL

O objeto de estudo deste trabalho são

minas localizadas no Quadrilátero

Ferrífero que englobam rochas do

chamado “Greenstone Belt” Rio das

Velhas, classificado como Supergrupo

Rio das Velhas.

Trata-se de uma seqüência litológica que,

da base para o topo, é caracterizada por

uma unidade máfica-ultramáfica inferior

(Grupo Quebra Ossos), uma unidade

química-pelítica intermediária (Grupo

Nova Lima) e uma unidade sedimentar

clástica superior (Grupo Maquiné).

O Grupo Quebra Ossos é constituído

predominantemente por talco-xistos. O

Grupo Nova Lima caracteriza-se pela

ocorrência de clorita-xisto, mica-xisto e

Formações Ferríferas Bandadas (BIF’s).

Na área da São Bento Mineração, as

camadas são constituídas de BIF´s fácies

sulfeto, carbonato, silicato e óxido. Os

contatos entre estas litologias são

gradacionais quando não afetados pelo

forte tectonismo evidente em toda a

mina. O Grupo Maquiné é constituído

por rochas sedimentares clásticas

grosseiras gradando para xisto no topo


(SANTOS, 1997). A figura 1 mostra a

coluna estratigráfica

CARACTERIZAÇÃO DO MINÉRIO

As rochas da São Bento Mineração,

onde ocorre a mineralização aurífera, são

pertencentes ao Grupo Nova Lima.

Tratam-se de Formações Ferríferas

Bandadas (BIF´s), separadas em fácies,

levando-se em consideração apenas as

associações mineralógicas. As camadas

são constituídas por fácies sulfeto,

carbonato, silicato e óxido, sendo

mineralizadas apenas as formações

ferríferas fácies sulfeto. Os sulfetos que

ocorrem estão usualmente orientados,

formando bandas paralelas a

subparalelas. Os sulfetos mais freqüentes

são a arsenopirita (FeAsS) e a pirrotita

(FeS), sendo que estão presentes em

percentagens menores que a pirita (FeS2),

calcopirita (CuFeS2), esfarelita (ZnS) e

galena (PbS). Com base em relações

texturais existentes entre os sulfetos,

80

Marchetto (1996, citado por Santos,

1997) sugere que a pirita foi o primeiro

sulfeto a se cristalizar, seguido pela

arsenopirita. A pirrotita cristaliza-se

posteriormente pelo acréscimo de

temperatura proporcionado pelo

metamorfismo e substitui tanto a pirita

quanto a arsenopirita. A calcopirita, a

esfarelita e a galena cristalizam-se em um

estágio posterior. O ouro ocorre

associado, na maioria das vezes, à

arsenopirita e à pirrotita (SANTOS,

1997). Os óxidos mais freqüentes são a

magnetita, a ilmenita e o rutilo.

CARACTERIZAÇÃO DO ESTÉRIL

Tabela 2 - Metais associados diretamente a sulfetos.

As rochas encaixantes, que compõem o

estéril, são clorita e mica-xistos

(SANTOS, 1997). A tabela 2 apresenta

metais associados a sulfetos.

Minerais Composição Produtos de oxidação Minerais formados em pH neutro

Pirita FeS 2 Fe +3 , SO 4 -2 , H + Hidróxido férrico e sulfato, gesso

Marcassita FeS 2 Fe +3 , SO 4 -2 , H + Hidróxido férrico e sulfato, gesso

Pirrotita Fe 7S 8 Fe +3 , SO 4 -2 , H + Hidróxido férrico e sulfato, gesso

Calcopirita CuFeS 2 Cu +2 , Fe +3 , SO 4 -2 , H + Hidróxido férrico e sulfato, Hidróxido

cúprico e carbonato, gesso

Arsenopirita FeAsS Fe +3 , AsO 4 -3 Hidróxido férrico e sulfato, arssenato

férrico e cálcio, gesso

Esfarelita ZnS Zn +2 , SO 4 -2 , H + Hidróxido de zinco e carbonato, gesso

Galena PbS Pb +2 , SO 4 -2 , H + Hidróxido de chumbo, carbonatos e

sulfatos, gesso

Fonte: Draft Acid Rock Drainage Tecnical Guide (SENGUPTA, 1993, citado por CURI, 2005)


Figura 1 – Coluna Estratigráfica Informal de 1999 mostrando a Formação Ferrífera São Bento

(MARTINS PEREIRA, 1995).

81


QUÍMICA DE FORMAÇÃO

Formação de ácido

No caso da equação química pela

decomposição da pirita teríamos como

processo final a formação de ácido

sulfúrico:

FeS 2 + 7/2 O 2 + 3 H 2O Fe (OH) 2 + 2

H 2SO 4 (1)

4 FeS 2 + 15 O 2 + 2 H 2O 2 Fe 2(SO 4) 3 + 2

H 2SO 4 (2)

Uma vez que os produtos da oxidação

estão na solução, a etapa que determina a

reação ácida é a oxidação do íon ferroso

(Fe2+) ao íon férrico (Fe3+). Os produtos

82

solúveis da oxidação da pirita são

removidos pela água, conseqüentemente,

na ausência de materiais alcalinos, as

reações de produção de ácidos podem

prosseguir por períodos de tempo

indefinidos (Fungaro, 2006).

O hidróxido de ferro precipita resultando

uma coloração castanho avermelhada nas

paredes e piso dos drenos ou onde haja

gotejamento.

A formação de águas ácidas ocorre de

acordo com o gráfico pH x Tempo,

mostrado na figura 3, segundo

FERGUSON & ERICKSON, 1987,

citado por CURI, 2005.

Figura 3 – Relação do Ph com o tempo na formação de águas ácidas (FERGUSON &

ERICKSON, 1987, citado por CURI, 2005).


QUÍMICA DE NEUTRALIZAÇÃO

Para minas, onde o minério tem como

rocha hospedeira rochas carbonáticas,

como é o caso da São Bento Mineração,

o ácido sulfúrico que forma drenagem

ácida, é neutralizado pelo carbonato de

cálcio (CaCO3).

Demonstra-se a seguir em caráter

simplificado, a reação de neutralização

do ácido sulfúrico por carbonato de

cálcio:

83

H2SO4 + CaCO3 CaSO4 + H2O + CO2

(3)

De acordo com a reação acima, podemos

esperar que o ácido seja imediatamente

neutralizado após a sua formação por

rochas carbonáticas, não chegando à

drenagem ácida no final do processo.

A tabela 3, oriunda de amostragens de

água do interior da mina, demonstra o

resultado da reação de neutralização. O

pH da solução tem valores acima de 7,0,

entre 7,36 e 7,93. Os padrões australianos

recomendam que o pH deve estar

limitado à faixa de 6,50 a 9,00 para

ecossistemas aquáticos e entre 6,5 e 8,50

para águas potáveis (Curi, 2005).

Tabela 3 – Resultado de amostragens de água do interior da mina São Bento.

Ponto Ph Local

1 7,93 Caixa d´água de captação da mina

2 7,37 Boca da mina N11 de acesso ao shaft

3 7,67 Boca da mina do oxidado

4 7,63 Coordenada local 1840 mina do oxidado

5 7,64 Ventiladores galeria de acesso ao shaft N11

6 7,36 Canela do poço vertical (shaft)

Fonte: PENA, 2007

PROPOSTA DE ADAPTAÇÃO AO

GRÁFICO DE FERGUSON E

ERICKSON, 1987

De acordo com os resultados anteriores, é

possível sugerir uma modificação no

gráfico de formação de águas ácidas

(Ferguson & Erickson, 1987), conforme

figura 4. Em casos de minas que se

encontram em situações semelhantes, ou

seja, a rocha hospedeira seja cabonática,

o pH da solução estaria acima de 7,00,

podendo chegar a 7,93. Como forma de

simplificação, uma vez que não foram

analisadas as vazões do caudal em cada

ponto de coleta, pode-se propor o valor

de pH 7,50 por representar valor

intermediário entre os valores máximo e

mínimo apresentados.


Figura 4 - Gráfico de formação de águas ácidas (FERGUSON & ERICSON, 1987)

Seguindo orientação do gráfico de

formação de água ácida, o pH inicial da

água é de 7,0, aumentando sua

concentração à medida do tempo que

permanece em contato com a

decomposição dos sulfetos. Em caso de

não haver presença de rochas clásticas, o

valor do pH final, de acordo com o

gráfico original de Ferguson e Erickson,

estaria em torno de 3,0, valor muito

abaixo do permitido pelos padrões legais

brasileiros e australianos (Curi, 2005).

Como forma de atestar a geração de

ácido sulfúrico, podemos notar a geração

de hidróxido de ferro, em vários pontos

da mina onde existe a percolação de

água.

CONCLUSÕES

Analisando o quadro de análise química

demonstrado, verifica-se que o pH da

solução aquosa oriunda da mina está

próximo de neutro. Os valores

encontrados entre 7,36 e 7,93 estão numa

84

situação de neutralidade que corresponde

às legislações nacional e internacional

vigentes. Por serem os valores

apresentados isentos de ponderação, ou

seja, não levando em consideração a

intensidade do fluxo de água, o valor

adotado de 7,50 para o pH médio pode

ser pertinente, uma vez que sugere um

valor de ordem de grandeza entre os

limites apresentados.

Podemos sugerir que minerações

constituídas em formações geológicas

onde estejam presentes rochas

carbonáticas, clásticas, o ácido sulfúrico

formado pela decomposição de pirita,

arsenopirita ou outros compostos de

enxofre, são neutralizados naturalmente

não havendo, assim, a drenagem ácida da

mina (DAM).

Sob o ponto de vista da acidez da água,

onde existe um ambiente de rochas

clásticas, como o caso estudado, a

reabilitação da área é facilitada, uma vez

que, sendo a água emanada da minas de


pH neutro ou próximo, não é necessário o

tratamento da água, considerando a sua

constituição ácida.

SUGESTÕES

Considerando a importância da legislação

ambiental e necessidade atual de

conservação e utilização racional de

recursos hídricos disponíveis, sugere-se,

REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS

85

que a partir da hipótese apresentada

(minas de mineral-minério sulfetado em

rochas clásticas) e resultados obtidos da

água (pH na ordem de 7,5), outros

estudos sejam feitos na mesma situação e

também adversas contribuindo, assim,

com o gráfico de neutralização natural

por rochas clásticas apresentado.

1. Fungaro, D.; Isidoro, J. Química Nova, v.29, n.4, São Paulo, July/Aug. 2006.

Disponível em http://www.scielo.br/scielo.php?pid=S0100-

40422006000400019&script=sci_arttext, acessado em 05/06/2007.

2. Fungaro, D. Disponível em

http://www.tratamentodeagua.com.br/a1/informativos/acervo.php?chave=370&cp=est,

acessado em 05/06/2007.

3. Curi, A., Planejamento de Mina e Meio Ambiente – Departamento de Engenharia de

Minas, Escola de Minas, Universidade Federal de Ouro Preto – 2005.

4. Martins Pereira, S. L., Geologia Local. Relatório Interno. São Bento Mineração, 1995.

5. Pena, L. S. T., Relatório de Análise de Água de Mina – São Bento Mineração,

junho/2007.

6. Santos, G. J. I. Levantamento Estrutural da Mina da São Bento Mineração, Santa

Bárbara, MG, 1997.

7. Sengupta, M., Environmental Impacts of Mining, Colorado School of Mines, 1993.


CARACTERIZACION Y MENEJO DEL AGUA SUBTERRANEA EN EL

DISTRITO MINERO SAN GERARDO

Vilma Pazmiño Quiña

Ingeniera de minas, MsC en Ingeniería Ambiental, Consultora Ambiental Minera, Gerente Técnica de

GESAMBCONSULT, catedrática en la Universidad Central del Ecuador, Facultad de Ingeniería en

Minas, Petróleos y Ambiente.

RESUMEN:

El distrito minero San Gerardo ubicado en el cantón Ponce Enriques, provincia del

Azuay, esta conformado por 9 concesiones mineras que trabajan bajo la modalidad

de asociaciones, contabilizándose hasta el momento 38 sociedades distribuidas

dentro de las concesiones mineras, adicional a estas sociedades existe una sociedad

de mujeres mineras.

Se contempla que aproximadamente en este distrito trabajan directa e

indirectamente 5000 personas, los trabajos mineros en esta zona no cuentan con

suficiente asesoramiento técnico ni capacitación, se trabaja bajo la modalidad de

pequeña minería y minería artesanal.

La forma de trabajo conlleva a un manejo inadecuado de los recursos y factores

ambientales, entre ellos el agua subterránea, la misma que no tiene tratamiento, es

utilizada para algunas actividades y es descargada directamente al ambiente,

afectando directamente a las subcuencas de los ríos Chico y Tenguel, las mismas

que con esta contaminación acumulan afectaciones en su calidad de agua y afectan

87


a las comunidades y actividades productivas que se desarrollan a lo largo de estas

subcuencas.

La afectación antes mencionada ha provocado un impacto social que actualmente

se encuentra en nivel de conflicto en contra de la actividad minera subterránea a

nivel país.

A este conflicto social y ambiental se suma la falta de un aprovechamiento de los

recursos naturales en forma planificada y no existe tampoco un ordenamiento

territorial.

La subida exorbitante de los precios de los metales, en especial el oro conduce a

una explotación acelerada del recurso mineral considerando el menor costo posible,

esto hace que los mineros no contemplen la caracterización del agua subterránea y

menos aun el manejo ambiental de estas aguas.

El presente trabajo plantea una compilación de información ya generada de las

características y calidad del agua subterránea en el sitio de estudio, las respectivas

recomendaciones y usos del agua, conjuntamente con un programa de

concientización y capacitación a los mineros, tomando en cuenta la legislación

ambiental ecuatoriana, el manejo del conflicto y la explotación técnica del recurso

mineral.

El manejo de las aguas subterráneas en Distrito Minero de San Gerardo, requiere de

tecnologías ambientales sencillas y prácticas que aportan al desarrollo local y

minero del país.

88


INTRODUCCION

El Distrito Minero San Gerardo se

encuentra emplazado sobre las micro

cuencas de los ríos Chico y Tenguel, las

labores que se desarrollan a lo largo de la

cordillera mayoritariamente son

actividades de minería subterránea para

extracción de minerales metálicos

especialmente oro, estas actividades son

desarrolladas en forma artesanal, lo que

ha venido generando problemas con la

contaminación de las aguas superficiales

por el aporte de las aguas subterráneas

que emanan de las galerías activas y

abandonados a lo largo del distrito.

Con este antecedente surge la necesidad

de caracterizar las aguas subterráneas del

distrito y en base a sus resultados se

proponen lineamientos generales de

manejo de estas aguas.

FUENTE: FUNGEOMINE 2007

Objetivo

El objetivo de este trabajo es identificar

el grado de afectación que sufren las

aguas superficiales de las micro cuencas

de los ríos Tenguel y Gala a través del río

89

Chico como consecuencia del aporte de

aguas subterráneas desde as galerías de

explotación minera en el distrito San

Gerardo, con los resultados del

diagnostico, proponer lineamientos de

control de la contaminación con estas

aguas.

Metodología

Se procedió con un diagnostico rápido de

las características de las aguas

subterráneas que salen de las galerías y la

caracterización de las aguas superficiales,

para esto se realizo una campaña de

campo en las que se tomaron muestras de

agua y se practicaron análisis físico

químico de estas muestras, con los

resultados se definen los lineamientos de

manejo de las aguas subterráneas del

distrito.

Resultados

Actualmente existen en el distrito 9

concesiones mineras, las mismas que se

encuentran en la fase de explotación de

oro, mediante la excavación de galerías.


N° ÁREA MINERA

1 LAS PARALELAS

2 PINGLIO 1

3 QUEBRADA FRIA

4 PAPERCORP

5 BARRANCO COLORADO

6 AREA SINCOCA

7 AREA PATO

8 AREA ROLANDO

9 AREA BELLA GALA

Al interior de estas concesiones existen

aproximadamente alrededor de 40

galerías activas, y aproximadamente 20

galerías p

La mineralización en el distrito minero es

de tipo vetiforme, por lo que las labores

generalmente se realizan siguiendo las

vetas.

Las operaciones de cada una de las

sociedades las realizan por niveles. Las

diferencias de nivel entre las labores

subterráneas, tipo socavón, es de 30 m,

cada sociedad se localiza en una cota

superior con esta diferencia de nivel, que

es equivalente a la altura del bloque de

extracción mineral.

Las labores subterráneas de acceso son

las galerías tipo socavón. El socavón

posee un contacto directo con la

superficie y puede desarrollarse en

mineral o cruzar roca estéril para cortar la

veta, los socavones abiertos en los

diferentes niveles, cumplen la función de

acceso y transporte del mineral y son

labores mineras principales, con duración

igual al de la vida útil de la mina. Los

socavones además tienen la función de

exploración y explotación, siguiendo el

rumbo de la veta aurífera, tipo rosario.

El socavón es una galería de tipo

TRAPEZOIDAL con una altura y ancho

90

que está en relación al equipo minero

empleado. El socavón es un nivel de

función múltiple: transporte, desagüe,

ventilación de las labores futuras de

extracción mineral.

Para la apertura y avance del socavón

principal, los operadores mineros de las

diferentes sociedades emplean el método

de perforación y voladura. Los

compresores abastecen de aire

comprimido para la perforación que se

realiza con martillos accionados por aire

comprimido, con pié neumático de

avance horizontal, con barrenos de 1,20m

de longitud de avance; los compresores

también proporcionan el aire para la

ventilación de las labores mineras.

Todo el mineral aurífero extraído durante

la apertura de los socavones será

aprovechado y beneficiado en las plantas

de beneficio que están implementadas en

la zona; las rocas de caja son desalojadas

hacia las escombreras existentes en

superficie.

La evacuación del mineral y del estéril

hacia la superficie es por el sistema de

rieles con vagones, los mismos que son

vaciados lateralmente hacia la tolva de

recepción del mineral o a las escombreras

cuando se trata de estéril.

Las chimeneas terminan cuando se llegue

a la altura de 30 m. para formar bloques

de extracción mineral de 30 m x 30 m.

En el nivel superior, fin de las chimeneas,

se llega al límite establecido para cada

sociedad según la cota que le

corresponde por el contrato de operación.

La apertura de las chimeneas es con

perforación y voladura, la voladura se

inicia con el estéril y luego de la limpieza

del estéril se realiza la extracción del


mineral aurífero, con la finalidad de

minimizar pérdidas de mineral y

dilución.

Una vez abierta la chimenea, en ella se

construye el sistema de escaleras para

acceder entre los niveles y a su vez para

acceder al bloque de extracción mineral,

igualmente en la chimenea se instala la

tubería de aire comprimido, agua para la

perforación, instalaciones para proveer de

energía eléctrica para la iluminación y

también para las máquinas que se van a

utilizar en la extracción del mineral del

bloque de explotación y los dispositivos

para formar el circuito de ventilación.

Una vez que se abrieron las dos primeras

chimeneas, a una de ellas se la

transforma en buzón para que

proporcione el servicio de

almacenamiento del mineral extraído y a

su vez alimente de carga mineral al

sistema de transporte.

Un buzón debe prestar servicio a dos

bloques de extracción mineral adjuntos,

esto permite ahorrar la construcción del

buzón en cada una de las chimeneas, se

lo realiza de manera alterna: Chimenea –

buzón – chimenea – buzón y así

sucesivamente.

El buzón, está conformado por un

sistema de tolva en el frente que se

conecta con el frontón de transporte y

acarreo, generalmente el sistema de tolva

se construye con madera. Desde el buzón

se alimenta de mineral a los vagones para

ser transportado hasta la superficie.

El resto de chimenea, es decir entre el

frontón de transporte y el frontón de

ventilación, se convierte en un sitio de

91

almacenamiento del mineral extraído de

los bloques adyacentes al buzón.

Los sistemas de desague son por

gravedad, el agua que brota desde el

interior de las galerías poseen altos

contenidos de metales pesados, esto se

determino realizando un diagnostico de

las aguas subterráneas.


El principal problema que genera la

descarga del agua subterránea en las

aguas superficiales son la presencia de

cadmio, hierro y arsénico, también se

observan valores altos en sulfuros, esto

nos puede generar drenaje ácido de roca.

A pesar de que en las mediciones el pH

de las aguas subterráneas y superficiales

se mantiene en los límites permisibles, no

se descarta la posibilidad de la

generación de drenaje ácido de roca, por

la presencia de sulfuros en las rocas del

lugar.

Como se mencionó antes las principales

fuentes de agua que resultan afectadas

por las actividades mineras en San

92

Gerardo son La subcuentas de los ríos

Gala y Tenguel, las que se caracterizan a

continuación:

SUBCUENCA DEL RÍO GALA

El rio Gala tiene sus orígenes en la

Cordillera Occidental, con curso en

dirección Este - Oeste, la variación de su

flujo cambia entre las diferentes

estaciones del año, siendo su caudal

promedio 24 m3/s y sus aguas son

relativamente limpias.

Se une a su tributario, el río Chico, desde

el sudeste, y su confluencia está ubicada

al oeste de la carretera Panamericana,

tiene un caudal aproximado a la décima

parte del río Gala. Este tributario recibe


en su parte inicial una considerable

contaminación proveniente de las

actividades mineras en el sitio de San

Antonio de Las Paralelas y San Gerardo.

Entre los metales descargados al río, el

principal contaminante es mercurio (Hg.)

proveniente de los procesos de

amalgamación de los molineros y las

estaciones de tromeles amalgamadores.

Recibe en su parte superior una

considerable contaminación por las

actividades mineras en el sitio San

Gerardo, entre los metales descargados al

río, el principal contaminante es

mercurio.

SUBCUENCA DEL RÍO TENGUEL

El río Tenguel corre paralelo al río Gala,

desagua en las laderas del norte de la

montaña Bella Rica. El flujo del caudal

promedio en la parte central de este río es

relativamente constante,

aproximadamente de 0,5 m3/s durante la

época seca, mientras que en la temporada

abundante el promedio del caudal es de 7

m3/s.

MAPA DE CUENCAS

93

El río Tenguel se ve afectado por la

contaminación de metales provenientes

de las actividades mineras. En cuanto a la

presencia de sólidos en suspensión se

deben básicamente a la erosión natural.

El caudal de agua existente en las

quebradas de la concesión son afluentes

del río Chico, estos afluentes contienen

descargas de desechos mineros

especialmente el río Pinglio que contiene

un alto grado de contaminación

proveniente de la actividad minera que se

realiza en las áreas mineras aledañas

como: RENACER M3 - GUENA II,

PINGLIO 1, LAS PARALELAS,

QUEBRADA FRÍA, PAPERCOP,

BELLA GALA, ROLANDO entre otras.

La problemática se incrementa por

cuanto el agua de estos drenajes es

utilizado para riego agrícola y bebederos

en las actividades ganaderas de la región.


PROPUSTA DE TRATAMIENTO

La situación actual con el agua que sale

de mina se caracteriza por no recibir un

tratamiento muy general en algunos casos

y en otro ningún tratamiento, el agua sale

a la superficie por gravedad a través de

las galerías de explotación o es

bombeada desde niveles inferiores.

94

El tratamiento que los mineros dan a las

aguas de interior mina es un pequeño

sedimentador a la salida de la mina, el

aguas es captada por tubería desde

pequeños depósitos al interior de las

minas y por gravedad es evacuada al

exterior donde se han construido

pequeños tanques de sedimentación, no

reciben otro tratamiento.

Por las características que estas aguas

presentan se debe proceder con algunos

pasos que contribuyan a la recolección de

estas aguas, posterior tratamiento y

finalmente su reuso, recirculación o

descarga final en fuentes de agua

superficiales.

Al abrir una galería se generan aguas de

escorrentía subterránea desde el techo y

desde zonas de falla y también el agua de

perforación, estas aguas deben ser

recolectadas y conducidas a través de un

canal hacia la superficie donde existe un

sistema de tratamiento del agua

subterránea para ser conducida a los

drenajes de superficie.

Por las condiciones de las galerías, las

aguas subterráneas se evacúan de manera

natural mediante filtración hacia niveles

inferiores, o en algunas ocasiones con

bombeo.


En el canal de desagüe va por el piso

hacia un costado de la galería, por donde

no transite el personal, debe poseer la

capacidad suficiente para recolectar todas

las aguas y la gradiente del canal debe

estar orientada hacia la superficie para

obtener un desagüe natural por gravedad.

Además de la gradiente del canal, la

galería, en el piso se le da un peralte para

dirigir las aguas hacia el canal, de no

existir el peralte se realizarán labores de

conducción del agua por el piso hacia el

canal recolector.

Es muy importante la construcción del

canal de desagüe porque mantiene el piso

seco y evita posibilidades de accidente;

además el agua recolectada se evacúa por

un solo sitio hacia la superficie y se tiene

la seguridad de proporcionarle el manejo

respectivo con sistemas de sedimentación

y aditivos, de ser el caso, para enviar una

agua que cumpla con las normas hacia

los drenajes de superficie. Las salidas del

agua subterránea serán los futuros puntos

de monitoreo de la calidad del agua.

Influente

Poza 1

COMPOST

CALIZA

95

El desino de las aguas subterráneas puede

ser hacia los tanques que ya los mineros

han implementado estos tanques deben

ser revisados para confirmar su capacidad

y rendimiento, luego de este tanque se

puede proponer la construcción de

canales enrocados tipo filtro con caliza

que neutraliza el drenaje ácido, puede ser

también conducido hacia un filtro de roca

caliza y una vez que se monitoree y se

confirme que mantiene los límites

permitidos en la legislación para riego y

recreación estas agua pueden ser

descargadas a la superficie.

Otra propuesta es la conducción de estas

aguas hacia piscinas de tratamiento

químico en el que a mas de clarificar

mediante el uso de floculantes se

dosifiquen aditivos que permitan la

reducción de metales pesados.

Finalmente se podría proponer el sistema

de tratamiento propuesto en la mina

Huanuni en Perú que consiste en: i

Bomba

de agua

Poza 2 Osmosis inversa

MÉTODO PASIVO MÉTODO ACTIVO

Membrana

semipermeable

Efluente

Figura 1. Perfil esquemático de tratado de aguas de minas de Huanuni Alantañita Kariva


Primero a la poza 1 de sedimentación, si

bien esta primera etapa no está

contemplada en el trabajo de laboratorio,

es para disminuir los sólidos totales

disueltos antes de ingresar a la siguiente

poza de tratamiento.

Posteriormente el efluente ingresan a la

poza 2, que consiste en un sistema

reductor y productor de alcalinidad (el

sistema reductor consiste en una capa de

sustrato espeso, compost, que tiene la

finalidad de reducir el sulfato a sulfuros y

poder precipitar una vez combinado con

los metales pesados que son insolubles,

esto sucede principalmente en la capa

inferior del compost donde ausencia de

oxígeno y cuando existe abundante

materia orgánica y sulfato, a su vez el

bicarbonato (HCO3 - ) reacciona a su vez

con cationes metálicos y forma

carbonatos metálicos que también

precipitan, también sucede una serie de

procesos de oxidación principalmente en

la parte superior de la poza, formando

óxidos e hidróxidos, el hierro ferroso que

está en disolución, forma óxido férrico e

hidróxidos, insoluble que precipitan con

lo que disminuye cationes del agua; por

otra parte, el sistema productor de

alcalinidad consiste en neutralizar el pH

ácido de la agua de mina, mediante una

capa de áridos alcalinos, calcita.).

Finalmente ingresan al sistema de

ósmosis inversa (membrana

semipermeable orgánico, producto de

ganado ovino), para disminuir los sólidos

totales disueltos con el fin de rebajar la

salinidad del efluente.

Para poder definir e implementar estos

sistemas de tratamiento, o buscar un

sistema especifico para este caso, se

requiere del apoyo directo del estado,

quien esta en la obligación de asesorar a

96

los pequeños mineros y mineros

artesanales conformes se especifica en la

Nueva Ley de Minas de enero de 2009, y,

como complemento a este apoyo estatal

se debe buscar alternativas de

financiamiento tanto para los estudio

como para la implementación del sistema

de tratamiento de agua subterránea

adecuado.

El tratamiento de aguas a nivel de

pequeña minería y minería artesanal no

solo en Ecuador sino en los países de sud

América, debe ir muy de la mano con un

programa de capacitación y

asesoramiento técnico a mediano plazo,

para poder garantizar la sustentabilidad

de este tipo de proyectos.

Una propuesta final a la implementación

de los sistemas de tratamiento de aguas

de interior mina es la recirculación y

rehúso de las aguas tratadas en los

procesos mineros que se estén llevando a

cabo en las minas o en plantas de

tratamiento cercanas.

Conjuntamente con el tratamiento se

propone un programa de monitoreo

permanente de ser posible en forma

mensual con la intervención del estado

como ente regulador y con el apoyo de

las universidades como ejecutoras y

veedoras de los monitoreos de agua, estos

monitoreos deben ser fundamentados en

la legislación vigente y específicamente

tomando en consideración los parámetros

de calidad de agua según sus usos

especificados en el Libro VI del Texto

Unificado de Legislación Secundaria en

el Ecuador.


CONCLUSIONES

El distrito minero San Gerardo mantienen

importantes reservas de minerales

metálicos y en especial oro, las

estructuras mineralizadas se encuentra en

forma vetiforme, lo que permite un

sistema de explotación subterráneo.

Las aguas que salen del interior de las

galerías más de 40 en el sector en su

mayoría son descargadas a los drenajes

superficiales cercanos los mismos que

descargan en las subcuentas de los ríos

Gala y Tenguel.

El problema principal consiste en la

contaminación de las fuentes de aguas

superficiales que están siendo usada e

riego y .recreación, estas aguas deben ser

conducidas a plantas de tratamiento antes

de sus descargas.

Se plantea para dar solución urgente a

este problema la intervención directa del

estado desde la elaboración de estudios

hasta la implementación y seguimiento

de estos sistemas de tratamiento, así

como, un programa de capacitación y

asistencia técnica a los mineros, también

se plantea conjuntamente con el estado la

búsqueda de recursos económicos que

permitan la implementación de sistemas

de tratamiento de aguas subterráneas en

el Distrito Minero San Gerardo.

97


ANÁLISIS DE ALTERNATIVAS DE

SANEAMIENTO DE SITIOS AFECTADOS POR

DRENAJES ÁCIDOS OCASIONADOS POR

ACTIVIDADES MINERAS EN MÉXICO

ANÁLISE DAS ALTERNATIVAS EM

SANEAMENTO DOS SITES AFETADOS PELA

DRENAGEM ÁCIDA CAUSADA POR

ATIVIDADES DE MINERAÇÃO NO MÉXICO

WALTER RAMÍREZ-MEDA 1 , JOSÉ DE JESÚS BERNAL-CASILLAS 1 ,

JUAN VILLALVAZO-NARANJO 1

(1) Departamento de Ingeniería de Proyectos, Universidad de Guadalajara, profesoresinvestigadores,

wramirez@dip.udg.mx

RESUMEN: En nuestro país, un gran número de minas y plantas de beneficio de

metales están situados cerca de cauces naturales de arroyos y ríos, por lo que en

forma esporádica o permanente el agua es contaminada con materiales tóxicos. Las

minas y las plantas de beneficio, no cuentan con sistemas de tratamiento que

garantice la minimización de los daños causados a los ecosistemas. Las acciones

que se realizan son sólo como parte de planes de contingencia y se enfocan a la

restauración mediante obras de emergencia para contener mediante movimientos de

tierras la acometida de los contaminantes por acción de las lluvias principalmente.

Analizando esta situación se ha planteado la necesidad de implantar acciones

permanentes que prevengan el impacto esporádico y permanente a los ecosistemas.

La normatividad ambiental mexicana se ha visto rebasada para controlar a

favor del medio ambiente las descargas legales y clandestinas derivadas de las

diferentes etapas mineras: exploración, explotación y beneficio de mineral. Vacíos

legales desde el registro y conformación de las empresas mineras, autorizaciones de

explotaciones condicionadas y la falta de vigilancia gubernamental ha derivado en

explotaciones ilegales que impactan negativamente los sitios cercanos a las

operaciones mineras afectando la flora y fauna, creando un gran malestar en la

población y el rechazo generalizado hacia nuevas oportunidades mineras en las

regiones.

99


Son poco conocidas las alternativas existentes de control y al no contarse

con experiencia en estas áreas las evaluaciones de la contaminación es evaluada

posterior a la operación de las mismas, algunas de ellas hasta la etapa de abandono,

donde en ocasiones ya dede existir la empresa o el responsable de la explotación.

Las diferentes características físicas, químicas y estructurales de los suelos

así como la topografía e hidrología, vegetación, climatología y localización de los

sitios generan posibilidades de control particular para cada sitio. En el área de la

ingeniería ambiental se han desarrollado diferentes metodologías de evaluación,

prevención y saneamiento de zonas impactadas por el desarrollo de las actividades

mineras. En este trabajo analizamos las diferentes alternativas de saneamiento

como son: la electrocinética, el lavado de suelos, la solidificación/estabilización y

la fitorremediación.

Este trabajo muestra un conjunto de alternativas viables para un sitio de

explotación dadas sus propias características y analiza los casos reportados de

diferentes sitios para resumir las experiencias para evitar volver a cometer errores

en futuras explotaciones mineras y favorezcan explotaciones mineras sustentables.

PALABRAS CLAVE: minería, metales pesados, saneamiento, fitorremediación.

PALAVRAS CHAVE: mineração, saneamento, metais pesados, fitorremediación.

1. INTRODUCCIÓN

La minería en México tiene una larga

historia, si se considera que aún antes de

la época prehispánica ya se realizaban

actividades mineras y metalúrgicas en lo

que hoy es Taxco, Guerrero, en las

Sierras de Querétaro, Oaxaca y Chiapas,

así como en la Cuenca del Río Balsas.

Durante el Siglo XVI, cobró auge esta

actividad constituyéndose en polo de

desarrollo y dando lugar a la creación de

ciudades como Chihuahua, Durango,

Guanajuato, Saltillo, San Luis Potosí y

Zacatecas. Al mismo tiempo, las formas

de producción empleadas en la minería

fueron causa de graves tensiones

sociales, mismas que contribuyeron a

desencadenar la Revolución de 1910 y al

100

establecimiento en la Constitución de

1917 del precepto sobre el dominio

original de la nación sobre los recursos

del subsuelo, en el que se basa la

normatividad sobre el aprovechamiento

de los minerales y metales.

En la actualidad, la actividad minera

sigue constituyendo aún una fuente

importante de divisas, a pesar de la caída

internacional de los precios de los

metales, conserva una participación

ascendente en la economía nacional, una

notable contribución a la producción

mundial, y es una fuente destacada de

empleos para cerca de un millón de

trabajadores. Entre las entidades que

tienen un mayor volumen de producción,

se encuentran Baja California Sur,


Coahuila, Colima, Michoacán y

Zacatecas; la producción de alrededor de

10 minerales metálicos y no metálicos

representa cerca del 90 por ciento del

valor de la producción nacional; a la vez,

unos 18 minerales ocupan una posición

relevante entre los que se producen en

mayor volumen a nivel mundial.

La minería genera 64% de contaminantes

tóxicos en México, según el informe “En

balance 2005” donde participaron

autoridades del sector ambiental de

Estados Unidos, Canadá y México.

México genera 6% de las emisiones de

contaminantes de las industrias en

América del Norte, aunque la Secretaría

de Medio Ambiente y Recursos Naturales

(Semarnat) reconoce que hay un

subregistro de por lo menos 40%. Y de

acuerdo a las cifras que sí están

reportadas en el Registro de Emisiones y

Transferencia de Contaminantes (RETC),

64% de las emisiones tóxicas en este país

son del sector minero, seguido de las

centrales eléctricas y la maquila de

equipo electrónico.

Los datos están incluidos en el informe

“En balance 2005”, el cual fue editado en

junio de 2009 y presentado durante la

reunión pública del proyecto RETC,

convocada por la Comisión para la

Cooperación Ambiental, en la que

participaron autoridades del sector

ambiental de Estados Unidos, Canadá y

México.

El hecho de que no exista un registro

completo de las emisiones tóxicas en

México se debe a distintos factores: que

muchas industrias omiten dar

información, que apenas hay un avance

de 1% en lo que le toca a los estados

(sólo la Ciudad de México y Nuevo León

101

cumplen con dar información), que hay

falta de capacitación en el sector

empresarial y que el presupuesto es

escaso –cuando arrancó este requisito, en

Estados Unidos se destinaron 50 millones

de dólares, y en México 500 mil pesos.

Este año la Semarnat ejerció siete

millones de pesos y el próximo se reduce

a tres–.

De acuerdo con el informe de 2005, 745

plantas de seis sectores industriales

contribuyeron con alrededor de 96% de

los más de 65 millones de kilogramos de

emisiones registradas en México.

El 99% de éstos fue apenas de 10

sustancias, la mayoría relacionados a la

minería, como el plomo, el arsénico, el

níquel y el cromo. La presencia del ácido

sulfhídrico en el aire también es un

elemento que encabeza lista y es

generado principalmente por centrales

eléctricas. Lo que menos se reporta son

emisiones al suelo e inyección

subterránea.

Del total de plantas que reportan sus

emisiones, tan sólo dos plantas de

minería metálica (Compañía Fresnillo, en

Chihuahua, con 36 millones de kilos de

plomo y zinc; y Compañía Minería

Nuevo Monte, en Hidalgo, que genera

seis millones de kilos de arsénico) y dos

centrales eléctricas (Comisión Federal de

Electricidad Los Azufres y la Central

Termoeléctrica Humeros, con emisiones

de cinco millones de ácido sulfhídrico)

generaron 92% de emisiones

contaminantes.

En total, los tres países generaron cinco

mil 500 millones de kilogramos de

contaminantes, de los cuales 80%

correspondió a Estados Unidos y 12% a

Canadá. En el primer país, las principales


emisiones son por industria química,

metálica básica y minería (no incluyen a

las industrias petroleras porque no están

obligadas); en el segundo, son extracción

de petróleo y gas, metálica básica y

tratamiento de aguas residuales

Con el propósito de fortalecer a este

sector, atraer la inversión nacional e

internacional, proporcionar mayor

certidumbre jurídica a los inversionistas,

facilitar los trámites de autorización,

promover la localización de nuevos

yacimientos y el aprovechamiento de

zonas ociosas, se integró el Programa

Nacional de Modernización de la Minería

1990-1994, publicó la nueva Ley Minera

y su Reglamento (Diario Oficial de la

Federación 26/06/92 y 29/03/93,

respectivamente), así como el Manual de

Servicios al Público en Materia Minera.

En apoyo a estas iniciativas, también se

creó un banco integral de datos para tener

un mejor conocimiento de los recursos

del subsuelo y se promovió la

elaboración del inventario nacional de

recursos minerales.

Aunado a lo anterior, y con objeto de

crear las condiciones para el

aprovechamiento sustentable de los

minerales y metales, en la pasada

administración se celebró el Convenio de

Concertación en Materia Ecológica para

la Industria Minera Nacional, entre la

Secretarías de: Desarrollo Social

(Sedesol), de Energía y Minas (Semip) y

la Cámara Minera de México. En dicho

Convenio, se definió el tipo de

instrumentos requeridos para lograr la

protección del ambiente en las distintas

fases que comprende la producción

minera, los cuales incluyen el desarrollo

de los Instructivos de Presentación de

Manifestaciones de Impacto Ambiental

relativos a actividades de minería

102

subterránea y a cielo abierto, así como la

participación del sector minero en los

estudios de ordenamiento ecológico

relacionados con las regiones mineras y

la elaboración de normas relativas al

control de las emisiones a la atmósfera,

de las descargas al agua y al manejo de

los residuos mineros, en particular en lo

que respecta a su depósito en presas de

jales o relaves.

En el marco de las actividades

internacionales que se llevan a cabo para

promover el desarrollo sustentable, se ha

reconocido el papel fundamental de la

minería en la economía de numerosos

países tanto desarrollado como en

desarrollo. A la vez, se le identifica como

una industria colosal desde la perspectiva

de la cantidad de materiales que este

sector remueve de la tierra, los cuales

superan con mucho los que son

removidos por la erosión natural que

provocan los ríos. A lo anterior, se suma

el hecho de que las actividades de

extracción y fundición de minerales

consumen cerca de un décimo de la

cantidad total de energía que se consume

en el mundo, a lo cual se agrega el hecho

de que la cantidad de desechos mineros

rebasa en exceso al total acumulado

producido por otras fuentes industriales.

La escala de la actividad minera es lo que

plantea consecuencias ambientales tanto

locales como globales de grandes

dimensiones, y constituye un desafío en

cuanto a convertirla en una actividad

sustentable.

Se reconoce también, el cambio rápido

que está manifestando la industria

minera, orientado a mejorar, hacer más

limpios y seguros sus procesos, ante las

presiones sociales y gubernamentales

para que prevenga los impactos adversos

sobre el ambiente que provocan sus


actividades. Sin embargo, aún queda

mucho por hacer, en particular en el caso

de las pequeñas operaciones mineras en

países en desarrollo cuyo desempeño

ambiental es precario. Uno de los

desencadenantes de la presión pública

hacia la industria minera, ha sido la

ocurrencia de desastres como

consecuencia del derrame de grandes

cantidades de residuos, jales o relaves

mineros como consecuencia de la ruptura

o desplazamiento de las presas o

depósitos en los que se encontraban

contenidos, acompañados de muerte,

destrucción de propiedades y severa

contaminación ambiental.

Para discutir las cuestiones ambientales y

sociales relacionadas con las actividades

mineras, identificar y promover la

adopción de buenas prácticas de

producción y manejo seguro de minerales

y metales, se han abierto diversos foros

en los cuales destaca la participación de

distintos órganos de las Naciones Unidas,

como la Oficina de Industria y Ambiente

del Programa de las Naciones Unidas

para el Medio Ambiente (PNUMA) y la

Conferencia de las Naciones Unidas

sobre Comercio y Desarrollo (UNCTAD

por sus siglas en inglés), así como de

organismos privados como el Consejo

Internacional sobre Metales y Ambiente

(ICME).

2. LA CONTAMINACIÓN POR LA

EXPLOTACIÓN MINERA EN

MÉXICO

A fin de facilitar la comprensión de los

procesos que intervienen para lograr el

manejo ambiental de los residuos

mineros y su disposición segura, se

resumen a continuación algunos aspectos

básicos.

103

Los residuos mineros a los que se hace

referencia en este texto, son los

conocidos como colas (tailings), relaves

o jales; los cuales son generados durante

los procesos de recuperación de metales a

partir de minerales metalíferos tras de

moler las rocas originales que los

contienen y mezclar las partículas que se

forman con agua y pequeñas cantidades

de reactivos químicos que facilitan la

liberación de los metales. A manera de

ilustración, un mineral típico puede

contener alrededor de 6 por ciento de

zinc y 3 por ciento de plomo, que al ser

concentrados generan alrededor de 850

kilogramos de residuos sólidos y una

cantidad equivalente de agua conteniendo

cerca de un kilogramo de sustancias

químicas residuales, por cada tonelada de

mineral procesado. Al producto

concentrado se le llama cabeza y al

residuo se le denomina cola.

La mayoría de los relaves o jales se

encuentran en forma de lodos o de una

mezcla líquida de materiales finos que en

cierta manera se comporta como un

suelo, por lo que aplican para su

caracterización los principios de la

mecánica de suelos; a condición de que

se reconozcan los procesos de

consolidación que tienen lugar y la forma

en que fluyen los lodos. Entre las

diferencias que tienen estos residuos con

respecto de los suelos comunes, se

encuentran el hecho de que su densidad y

cuerpo son inicialmente bajos y crecen

con el tiempo.

Frecuentemente, para conservar y reusar

el agua de proceso, así como para

concentrar los lodos, se suele someterlos

a un proceso de deshidratación hasta que

alcancen una consistencia tal que facilite

su transporte hacia las instalaciones de

depósito, lo que ocurre cuando el


contenido de sólidos es de 40 a 50 por

ciento y el de agua de 150 a 100 por

ciento, respectivamente; lo cual

constituye un lodo con propiedades de

fluido. Los lodos son transportados a las

presas o depósitos mediante ductos, ya

sea por gravedad o con ayuda de

bombeo, y a través de descargas sub

aéreas o por métodos de descarga por

inyección subacuosa, bajo el agua

superficial. También, puede ocurrir que

se remueva agua adicionalmente, para

crear una descarga engrosada o densa. La

forma en que se depositan los relaves en

las presas influye de manera importante

en su comportamiento y en la

constitución de capas con diferente

grosor de partículas y humedad.

A medida que las partículas de los

relaves se empacan bajo el efecto de la

gravedad, se provoca el fenómeno de

consolidación, el cual aporta tres

beneficios: aumento de sólidos que

pueden ser almacenados en un volumen

dado; aumento del cuerpo del suelo por

eliminación de agua; y disminución de la

cantidad de filtraciones hacia el subsuelo.

Cuando el proceso se completa, es común

encontrar contenidos de 20 por ciento de

agua unida a las partículas, aún en

medios muy áridos con elevada

evaporación. La permeabilidad de los

relaves depositados en una presa es

utilizada como un indicador de

consolidación y potencial de filtraciones.

Como resultado del depósito segregado

de partículas por influencia de la

gravedad, la permeabilidad es mayor

cerca del punto de depósito y disminuye

progresivamente.

Un grave peligro, como consecuencia de

fuerzas dinámicas como las que ocurren

durante un terremoto, es la posibilidad de

licuefacción de los relaves por la

104

vulnerabilidad que les ocasiona el que se

trate de depósitos débiles de partículas en

un estado libre y saturado. En tales

condiciones, y de ocurrir una fuga, los

relaves pueden fluir a distancias

considerables, a gran velocidad, y con

consecuencias desastrosas. Dichas

consecuencias se agravan cuando los

metales en los relaves se encuentran en

forma de sulfuros y existe un gran

potencial de generación de ácidos en

presencia de oxígeno y agua. También,

requieren particular atención los relaves

que contienen otros elementos

potencialmente tóxicos como el arsénico,

los que presentan altas concentraciones

del cianuro empleado en el beneficio de

metales o los que pueden provocar la

contaminación por sales utilizadas en los

procesos salinos.

2.1. Depósitos o presas de relaves

mineros

Diversas características de los depósitos

o presas de relaves mineros los hacen

diferentes de las presas de agua para

generación de electricidad y requieren ser

tenidos en consideración para

incrementar su seguridad y prevenir el

riesgo de ruptura o liberación de los

residuos contenidos en ellos.

En primer lugar, destaca el hecho de que

el diseño de tales presas o depósitos no

puede concluirse antes del inicio de las

operaciones que generarán los relaves; de

hecho, el tamaño y capacidad de estos

depósitos suele expandirse a medida que

se lleva a cabo la producción minera, lo

cual demanda un proceso continuo de

construcción y la atención permanente a

las cuestiones de seguridad asociadas a

ello.

La pared externa de los depósitos suele

construirse a partir de suelos naturales, de


los materiales que se generan durante las

actividades de extracción, e incluso con

relaves de depósitos preexistentes o los

mismos que se están generando en las

operaciones en curso. En estos últimos

casos, se separan los materiales gruesos o

arenosos de los fangosos, para emplear

los primeros en la construcción de las

paredes y verter los segundos dentro del

depósito. En cualquier caso, como lo que

se busca es almacenar sólidos y no el

retener el agua, la pared en la medida de

lo posible deberá ser permeable. La

geometría de las presas varía

dependiendo de la topografía del lugar,

empleándose por lo general presas

circulares en terrenos planos.

Como medidas preventivas de su

contaminación, se recomienda desviar los

cursos de agua más cercanos a las presas

y establecer sistemas para captar el agua

que caiga dentro del área de

confinamiento, así como mecanismos

para retener a los materiales de las

paredes externas que puedan estarse

erosionando. La cantidad de agua dentro

de las presas de relaves debe mantenerse

bajo control, eliminando periódicamente

los excesos de manera a no provocar

contaminación (lo cual puede llegar a

implicar su tratamiento previo para

remover sustancias tóxicas), así como

previniendo que exista déficit de agua.

En algunos casos, puede llegarse a

requerir dotar a la presa de un

recubrimiento inferior con una capa

plástica que prevenga las filtraciones.

Al diseñar las presas o depósitos se

recomienda considerar su estabilidad y

seguridad en todo momento de su vida,

incluyendo la etapa de cierre o clausura.

Ello implica considerar todo tipo de

eventos como que se llene hasta el tope el

depósito, la posible erosión de las

105

paredes, los derrumbes o erosión

asociados con los ductos que transportan

los jales al depósito; todo lo cual hace

necesario el empleo de métodos de

evaluación y manejo de riesgos.

Por lo antes expuesto, es importante

considerar la posible flexibilidad en el

diseño de las presas, con base en criterios

y requisitos de aseguramiento de la

calidad que incluyan, entre otros, los

siguientes:

• Consistencia y distribución de los

tamaños de partículas de los relaves a

ser depositados.

• Precipitación pluvial y evaporación.

• Bordes libres del depósito para

prevenir desbordes.

• Cantidad de relaves a ser depositados

y el volumen de agua a ser decantada.

Además de lo expuesto, se recomienda

prever y realizar la vigilancia de la

construcción de la presa para verificar la

conformidad con el diseño, así como

llevar a cabo la revisión periódica de las

características de diseño a medida que

avanza la obra, efectuar la inspección y

auditoría regular de la presa, con

perforación de los depósitos y tomas de

muestras para caracterizar el estado de

los relaves; se considera además

pertinente al efectuar estas actividades

incluir cuando sea conveniente la

supervisión por autoridades o expertos

independientes y, en su caso, la adopción

de medidas correctivas. En cuanto a la

previsión, preparación y ejecución de las

obras para el cierre de los depósitos o

presas de jales, se plantea la necesidad de

considerar las medidas pertinentes para

prevenir impactos adversos al ambiente.

En las condiciones normales de

operación de los depósitos o presas de

jales mineros, y como consecuencia de


tormentas y derrames, puede ocurrir la

contaminación de los cuerpos de

abastecimiento de agua, con el posible

deterioro de la calidad de la misma, sobre

todo si los relaves tienen un pH o un

contenido de metales que pueden volver

el agua temporal o permanentemente no

apta para el consumo. Por lo general, la

afectación de los cuerpos de agua

superficiales suele ser sólo local, pero en

algunos casos puede alcanzar distancias

alejadas varios kilómetros del lugar en el

que ocurre la contaminación. La

afectación depende del tipo y

características de los jales mineros

vertidos, de la frecuencia e importancia

de las descargas, así como de los

regímenes hidrológicos de las aguas

receptoras. También, puede producirse la

contaminación de los mantos freáticos

como consecuencia de las filtraciones en

las presas, lo cual requiere ser vigilado

mediante monitoreo. Todo ello, implica

la necesidad de contar con programas de

manejo y protección del agua en las

operaciones mineras.

Por la preocupación social y las

consecuencias asociadas con algunos

derrames de relaves conteniendo cianuro

al agua, se han establecido regulaciones

estrictas en esta materia, tanto para evitar

filtraciones hacia los mantos freáticos

como derrames por ruptura de presas.

Para ello, se han previsto diversas

soluciones técnicas que incluyen, entre

otros, la destrucción del cianuro antes de

verter los relaves en las presas o procesos

de reciclado.

En los últimos años han ocurrido

accidentes en presas de jales, como los

resumidos en el cuadro siguiente, que han

alertado a la comunidad mundial y deben

ser considerados como lecciones de las

106

cuales derivar medidas para incrementar

la seguridad en este tipo de instalaciones.

Como respuesta a los problemas

identificados en el manejo de los jales

mineros, se han desarrollado códigos de

buenas prácticas que cubren cada una de

las diferentes fases del ciclo de vida de

los depósitos o presas de jales: a)

conceptualización, planeación y

selección de sitios, b) investigación y

caracterización de residuos, c) diseño,

construcción y operación, d) cierre y

cuidado ulterior; y que parten del

planteamiento de objetivos tales como:

• Seguridad para la vida, los recursos

naturales y la propiedad.

• Responsabilidad ambiental.

• Efectividad y eficiencia.

Los cuales se sustentan en los siguientes

principios:

• Manejo ambiental adecuado a lo largo

de todo el ciclo de vida.

• Minimización de los impactos y riesgos.

• Enfoque de cautela basado en la

promoción de la prevención.

• Internalización de costos ambientales.

• Control de la cuna a la tumba.

A la vez, es creciente el número de

empresas que se adhieren a sistemas de

manejo ambiental basados en criterios de

calidad como los estipulados en las

normas ISO de las series 9000 y 14000.

En estos sistemas, se consideran como

requerimientos claves el compromiso de

los más altos niveles de la empresa, la

definición y publicación de sus políticas,

el establecimiento de objetivos

ambientales, la asignación de

responsabilidades, la elaboración de

planes y programas detallados, así como

la verificación y evaluación de su

aplicación.


Ocupan un lugar preponderante en tales

sistemas, el manejo y protección del

agua, la prevención de descargas ácidas,

la integridad estructural de las

instalaciones, el control de fugas, el

cumplimiento de los estándares de

Fecha

1994

1994

1995

1995

1995

1995

1996

1998

Lugar

Harmony, Sud

África

Riltec, Australia

Middle Arm,

Australia

Omai, Guyana

Placer,

FilipinasGolden

Cross, Nueva

Zelanda

Marcopper,

Filipinas

Los Frailes,

España

107

emisiones y descargas, la reducción de la

generación de residuos, la protección de

los recursos naturales y la prevención de

accidentes.

Tabla 1. Algunos accidentes en presas de jales mineros

Características

Brecha en la

pared de la

presa

Fuga de agua

contaminada

Erosión de la

pared de la

presa

Descarga de

jales

Falla de la base

de la presa

Movimiento de

la presa

Pérdida de jales

de un depósito

Brecha en la

presa y vertido

de 5 millones de

m 3 de agua

ácida y 1.5

millones de m 3

de jales

Decesos

17000

12000

Daños al

ambiente

Locales

Contaminación

de cuerpos de

agua Mínimos

Contaminación

temporal de los

ríos

Contaminación

costera Ninguno

Contaminación

de cuerpos de

agua

Desaparición de

especies en ríos

contaminados

Daño a

propiedades

Extenso daño

a residencias

Mínimos

Mínimos

Limitados a

la presa

Pérdida de

equipo de la

mina

Ninguno

Ninguno

2 000 ha de

suelo

agrícola

destruido a lo

largo de 40

km de cauce

fluvial


Además de todo lo expuesto, la

inversión en investigaciones, incluyendo

las relativas a caracterizar los impactos

ambientales de los jales mineros, así

como las concernientes a nuevas

tecnologías para la extracción de metales

más respetuosas del ambiente (como

podría llegar a ser el uso de bacterias

oxidantes), es cada vez más importante.

Diversos esquemas de

regulación directa y de promoción de la

autorregulación, como los que se citan a

continuación, son aplicables y de hecho

son aplicados por empresas mineras en

México.

Como todas las empresas que

tienen emisiones al aire, descargas al

agua y generan residuos peligrosos, las

empresas del sector minero requieren

obtener licencias de funcionamiento,

permisos de descargas y autorizaciones

de manejo de residuos peligrosos, así

como informar de manera regular acerca

del cumplimiento de las disposiciones

normativas en la materia. A la vez, estas

empresas pueden recurrir a la obtención

de una Licencia Ambiental Única (LAU),

lo que reduce a un sólo trámite la

obtención de todas las autorizaciones

antes mencionadas. Asimismo, en lugar

de reportes o manifiestos semestrales,

pueden llenar una Cédula de Operación

Anual (COA) y llevar de esta manera un

control multimedia de la liberación al

ambiente de sustancias tóxicas.

La normatividad en la materia

requiere consolidarse con la publicación

y entrada en vigor de los diversos

proyectos de Normas Oficiales

Mexicanas (NOM) en las cuales se ha

venido trabajando, tales como las que:

108

• Indican los criterios para la selección de

sitios para ubicar las presas de jales.

• Establecen los requisitos para el diseño

y construcción de presas de jales.

• Señalan las especificaciones para la

operación y cierre de las presas de jales.

• Plantean el relleno hidráulico con jales

de las minas.

• Hacen referencia al beneficio de

minerales por lixiviación.

La autorregulación, por su parte,

es promovida a través de las auditorías

voluntarias, la adhesión a los programas

voluntarios de Protección Ambiental y

Competitividad Industrial o de Gestión

Ambiental de la Industria en México,

actividades todas ellas en las que se

alienta la certificación de conformidad

con la normatividad ISO 14000.

3. TECNOLOGÍAS DISPONIBLES

IN-SITU PARA LA REMEDIACIÓN

DE SUELOS CONTAMINADOS CON

METALES

Se presenta un estudio comparativo de

cuatro tecnologías in-situ. Los factores

más importantes considerados en este

análisis son: el estado de desarrollo de la

tecnología, el rango de metales tratados,

el mayor factor limitante y las

consideraciones específicas del sitio. El

estado se refiere a la etapa de desarrollo

de la tecnología. El rango de metales

tratados especifica si la tecnología puede

abordar un rango amplio de metales o se

enfoca en un rango limitado de metales.

El mayor factor limitante se refiere a las

consideraciones del proceso las cuales


pueden limitar la amplitud de uso de la

tecnología. Las consideraciones

específicas del sitio se refieren a aquellas

características del sitio que pueden influir

en la efectividad de la tecnología.

3.1 Tecnología de fitorremediación in

situ

La fitorremediación es el uso de plantas

para eliminar, contener o convertir a no

dañinos los contaminantes ambientales.

Esta definición aplica a todos los

procesos físicos, químicos y biológicos

que están influenciados por las plantas y

que ayudan en la limpieza de sustancias

contaminantes.

Las plantas pueden usarse en el

sitio de remediación, para mineralizar e

inmovilizar los compuestos orgánicos

tóxicos en la zona de la raíz y para

acumular y concentrar metales y otros

compuestos inorgánicos del suelo en los

retoños sobre la tierra. Sin embargo la

fitorremediación es un concepto

relativamente nuevo en la comunidad de

administración de desechos, las técnicas,

habilidades y teorías desarrolladas a

través de la aplicación de tecnologías

agroeconómicas bien establecidas se

pueden transferir fácilmente. El

desarrollo de plantas para la restauración

de sitios contaminados con metales

requerirá los esfuerzos de investigación

multidisciplinario de agrónomos,

toxicólogos, bioquímicos, microbiólogos,

especialistas en administración de plagas,

ingenieros y otros especialistas.

Los metales considerados

esenciales, para al menos, algunas formas

de vida incluyen al vanadio (V), cromo

(Cr), manganeso (Mn), hierro (Fe),

cobalto (Co), níquel (Ni), cobre (Cu),

zinc (Zn) y molibdeno (Mo). Porque

109

muchos metales son tóxicos en

concentraciones por encima de los

niveles mínimos, un organismo debe

regular las concentraciones celulares de

tales metales. Consecuentemente, los

organismos han evolucionado sistemas

de transporte para regular la asimilación

y distribución de metales. Las plantas

tienen capacidades metabólicas y de

absorción sorprendente, también como

sistemas de transporte que pueden

asimilar iones selectivamente del suelo.

Las plantas han evolucionado en una

gran variedad de adaptaciones genéticas

para manejar los niveles potencialmente

tóxicos de metales y otros contaminantes

que se encuentran en la naturaleza. En las

planta, la asimilación de metales ocurre

principalmente a través del sistema de

raíces, en las cuales se encuentran la

mayoría de los mecanismos para prevenir

la toxicidad de los metales. El sistema de

raíces provee una enorme área superficial

que absorbe y acumula el agua y los

nutrientes esenciales para el crecimiento.

En muchas formas, las plantas vivientes

pueden compararse con las bombas de

energía solar que pueden extraer y

concentrar ciertos elementos del

ambiente.

Figura 1. Detalle de absorción de

contaminantes en la raíz de la planta.

Las raíces de las plantas causan

cambios en la interface suelo-raíz

mientras eliminan compuestos

inorgánicos y orgánicos (exudados de la

raíz) en el área del suelo inmediatamente


alrededor de las raíces (la rizosfera). Los

exudados de las raíces afectan el número

y actividad de los microorganismos, la

agregación y estabilidad de las partículas

del suelo alrededor de la raíz, y la

disponibilidad de los elementos. Los

exudados de la raíz pueden incrementar

(movilizar) o disminuir (inmovilizar)

directa o indirectamente la disponibilidad

de los elementos en la rizosfera. La

movilización e inmovilización de los

elementos en la rizosfera pueden ser

causadas por: 1) cambios en el pH del

suelo, 2) eliminación de sustancias que

forman complejos, como las moléculas

quelantes de metales, 3) cambios en el

potencial óxido-reducción y, 4) la

actividad microbiana.

Análisis de caso de tecnología

aplicable: sistema de tratamiento pasivo

para drenajes de minas

Se analizan las diferentes

alternativas tecnológicas que existen para

el saneamiento de un sitio de explotación

minera con difícil acceso y poca

disponibilidad de energía eléctrica

ubicando las principales ventajas y

desventajas así como las características

específicas de la tecnología de

saneamiento seleccionada para al caso

particular de El Cuale, el cual se

seleccionó para diseñar el modelo de

saneamiento del suelo.

4. EVALUACIÓN DE

ALTERNATIVAS PARA UN CASO

PARTICULAR

A partir de las ventajas y desventajas de

cada tecnología podemos seleccionar que

la más adecuada para nuestro sistema es

la de fitorremediación. Esto debido

110

principalmente a las condiciones del

sitio, a los pocos recursos económicos

disponibles y a la dificultad para

transportar materiales y la energía

eléctrica a la zona.

Cabe mencionar la importancia

de un buen conocimiento del sitio, a fin

de dimensionar el sistema de

saneamiento, ya que se tiene un sistema

semibiológico por lo que si no se tiene

precisión en el dimensionamiento y

proyección de la obra se corren riesgos

de hacer inoperante el sistema debido a la

capacidad biológica del mismo. Como se

menciona en la literatura, este sistema de

saneamiento es prácticamente nuevo por

lo que las bases de diseño deben estar

respaldadas en información reciente de

publicaciones de estudios e

investigaciones reportadas en este campo,

como ejemplo, las presentadas en este

trabajo del caso del distrito minero de El

Cuale.

4.1. Diseño de humedales para

operaciones de minería

El bajo costo de inmovilización de

contaminantes por grandes periodos de

tiempo es la meta del huso de humedales

para tratar los drenajes de minas.

Klusman y Machemer listan los procesos

que suceden en un humedal.

a. Intercambio de metales en un substrato

rico en materia orgánica el cual es

usualmente musgo de pantano en los

humedales naturales.

b. Reducción de sulfatos con

precipitación de fierro y otros sulfuros.

c. Precipitación de hidróxido férrico y de

manganeso.


d. Adsorción de metales por hidróxidos

férricos.

e. Adherencia de metales a plantas vivas.

f. Filtración de materia suspendida y

coloidal del agua.

g. Neutralización y precipitación a través

de la generación de NH3 yHCO3- por

bacterias debido al decaimiento de

material biológico.

h. Adsorción o intercambio de metales

sobre algas.

Estudios geoquímicos de

remoción de metales sugieren que los

procesos b, c, d, g y h pueden ser

dominantes. Esta sugerencia es

respaldada sobre la ocurrencia del tiempo

geológico en recientes estudios de

humedales.

Esto implica que la estrategia

para optimizar los humedales se

concentra en la formación de precipitados

inorgánicos y el uso de porciones

orgánicas del sistema para desarrollar

condiciones que promueven la formación

de precipitados inorgánicos.

4.2. Humedales naturales versus

humedales construidos

Los humedales naturales no están

acondicionados para recibir drenajes de

minas. Si algún humedal natural es

acondicionado, este va a recibir drenaje

hasta el periodo de tiempo que llegue a

su saturación. En estos tenemos pantanos

como el primer substrato, el flujo es

primeramente a través de la superficie y

la transmisión del agua a través del

substrato es limitada. El flujo superficial

disminuye las posibilidades de procesos

111

anaerobios. Por consiguiente un humedal

natural puede ser rico en ácido húmicos

que limitan la capacidad de neutralizar el

drenaje ácido. Finalmente existe la

posibilidad de destruir el ecosistema

natural por la adición de aguas

contaminadas. Aunque humedales

naturales han sido usados para remover

contaminantes metálicos, los sistemas

construidos ofrecen mejores ventajas

para tratar aguas contaminadas con

metales debido a que estos pueden ser

diseñados para maximizar el proceso

especifico de remoción de ciertos

contaminantes del agua, así como existen

razones ingenieriles y ecológicas que

sustentan el construir un humedal para

remover contaminantes que usar un

ecosistema natural existente.

4.3. Configuración estructural y

consideraciones de construcción

Los humedales construidos tipo Sistema

de tratamiento pasivo de drenaje de

minas (PMDTS) son construidos bajo un

modelo de flujo horizontal, similar a los

humedales naturales. Algunos estudios

han demostrado que la conductividad

hidráulica del substrato decrece de 2 a 3

órdenes de magnitud en varias semanal.

Como resultado, solo pequeñas

cantidades de agua de desecho pasan a

través del contacto con el substrato y el

agua remanente sin tratar fluye atrevas de

la superficie del sistema. El sistema fue

reconfigurado para forzar al agua a pasar

a través del substrato. Para esto, el agua

entra por la tapa del deflector de la zona

de distribución y sale por el lado

contrario de la celda.

La colocación de las capas de

grava y piedra dentro de la celda son

importante para evitar que la dirección

del agua forme cortocircuitos alrededor


de los deflectores y no logre ponerse en

contacto con el substrato. El modelo de

celdas de retorno de flujo ahondado con

la correcta colocación del substrato, de

los deflectores y las rejillas de captación

ha demostrado ser los mejores y más

eficientes diseños de construcción que

favorecen una buena superficie de

contacto y un tiempo de residencia mayor

del drenaje en el sistema. La tubería de

distribución debe ser protegida para

evitar que se tape con partículas de

substrato, para esto se recomienda

colocar grava y malla de contención en

las uniones.

4.3.1. Parámetros y consideraciones de

diseño de ingeniería

Existen algunas variables y factores de

diseño a considerar antes de construir un

sistema PMDT:

a) La carga de masa y rango de metales a

tratar.

b) Determinación de volumen basado

sobre la capacidad estimada de

tratamiento respaldada en la capacidad de

actividad microbiológica.

c) Configuración del sistema

dependiendo de la disponibilidad de

espacio y facilidades.

d) Tipo de substrato a ser usado.

e) Uso y tipo de plantas vegetales.

Características de la zona de estudio

112

Figura 2. Mapa hidrológico de la zona de El

Cuale y la presa Cajón de Peñas.

Figura 3. Distribución de las plumas de

contaminantes.


4.3.2. Sistema propuesto

El sistema propuesto más adecuado es el

tratamiento pasivo de drenaje ácido de

minas usando humedales artificiales (por

sus siglas en inglés de System of

treatment passive drainage mine

(STPDM).

El propósito de aplicar el

STPDM es utilizar mecanismos

biogeoquímicos para tratar el agua cerca

de la fuente de contaminación para

concentrar e inmovilizar metales y elevar

el pH de estos drenajes. El costo y

mantenimiento de este sistema seria

mucho menor que cualquier otra

alternativa de tratamiento convencional.

Se realizarían algunas variantes

al sistema propuesto por el Departamento

de Minas de los Estados Unidos para

aprovechar algunas facilidades que nos

proporciona la propia geografía de la

zona.

Debido a que la zona se

encuentra localizada cerca de la parte

alta de la serranía nos da una ventaja de

poder controlar los flujos de agua a

manera constante aún en épocas de

lluvia.

Por otro lado los terrenos son lo

suficientemente impermeables que

evitaríamos infiltraciones hacia los

freáticos y así reducimos el riesgo de

contaminarlos con metales pesados.

Para asegurar la correcta

absorción de metales y retención por

parte del substrato y del sistema de

113

postratamiento se colocará un segundo

sistema recubierto por capas de caliza

para asegurar la precipitación y retención

de metales disueltos.

Figura 4. Esquema del tratamiento.

Figura 5. Esquema de construcción del

relleno.


5. RESULTADOS

Como todo sistema de tratamiento de

aguas, se requiere de un

dimensionamiento respaldado en cálculos

de cargas de contaminantes a tratar, las

estimaciones realizadas respecto a la

cantidad de metales pesados nos dieron la

pauta acerca de estas cargas.

Tomando como base un

volumen aproximado de mineral extraído

de 1.5 millones de toneladas derivadas de

Fig. 6. Localización del sistema de tratamiento.

114

los datos de acumulación en la planta de

beneficio y conforme a la declaración de

explotación se depositaron en la zona de

estudio: 22,500 toneladas de Zn y 5700

toneladas de Pb.

Los análisis de los registros del

proceso de extracción de las minas y el

beneficio, solo se retiraba del área el 15%

del volumen extraído de mineral, por lo

que se estima que se encuentran

depositadas en la zona 1.27 millones de

toneladas de mineral.


Considerando los resultados

puntuales de la concentración de metales

pesados encontrados en la Tabla No.4,

tenemos dos criterios para evaluar la

carga de contaminantes a tratar, la

primera es considerar la suma de la

carga de contaminantes del punto donde

convergen todos los escurrimientos y que

geográficamente es el punto real de

concentración de contaminantes que

fluyen hacia el río, y el otro es tomar el

promedio ponderado de todos los

depósitos acuíferos y escurrimientos de la

zona que eventualmente pueden

converger hacia el río, para el primer

caso fue de 27.13 ppm y para el segundo

caso fue 57.87 ppm.

El otro factor de cálculo de

carga de contaminantes es el valor del

flujo de descarga. Debido a que este es

variable, se toma el promedio de

escurrimiento anual que es de

aproximadamente 16 L/s. este valor es

tomado del escurrimiento en época de

estiaje con un margen de seguridad del

50% para la época de lluvias, se

considera solo el 50% debido a que se

planea instalar un sistema de canales de

desvío de aguas pluviales para evitar que

el agua de arrastre de las tormentas entre

hacia la zona de trabajo y desequilibre el

tratamiento.

Partiendo de las

recomendaciones de diseño de este tipo

de plantas de tratamiento derivadas de las

diferentes pruebas a nivel de escala

laboratorio y planta piloto, tomamos el

valor de que un sistema con un volumen

de 2.46 m 3 puede remover como máximo

3 moles de metal por día, y realizándolas

suma de cationes tenemos que para el

caso 1 se removerían 4.03x10 -4 mol/l y

para el caso 2: 9.29x10 -4 mol/l, tomando

el flujo del sistema de 1 382 400 litros

115

por día, se requieren 456.82 m 3 de

sustrato para el caso 1 y 1053 m 3 de

sustrato para el caso 2.

El segundo factor de diseño es el

factor de carga hidráulica, debido a que

se tendrá un largo tiempo de residencia

en el sistema, se debe contemplar al

distribuir la carga de flujo que llegará al

sistema considerando este retardo en

forma natural, este cálculo es difícil de

predecir por lo que se toma el tiempo de

retardo para los sistemas de humedales

municipales, para los cuales ya se

conocen los datos de retardo y

principalmente se debe cuidar que tenga

la suficiente holgura dado el arreglo de

las unidades de tratamiento, y así

considerar el cálculo del volumen del

sistema total y el área ocupada por el

mismo.

Para este sistema se calcula diferentes

arreglos por opciones de las variables de

diseño: profundidad de las celdas, y área

de las mismas, el modelo optimo se

obtuvo con celdas cuadradas de 17 m de

lado con una profundidad de 0.8 m, en un

arreglo de 6 celdas configuradas de 2

secciones en arreglo en serie en la que

cada una tiene de 3 celdas operando en

paralelo, ocupando una superficie total de

3080 m 2 .

6. CONCLUSIONES

El análisis de las tecnologías disponibles

comercialmente muestra que la opción

del sistema pasivo de tratamiento de

drenaje de mina es la mejor opción para

la zona, dadas las características de

topografía, accesos, disponibilidad de

materiales y de energía.


El diseño del sistema de

tratamiento está respaldado en los

resultados de remoción de contaminantes

obtenidos en la planta piloto de Eagle

Mine, Colorado. Las proyecciones para el

sistema de tratamiento de la zona minera

de El Cuale proporcionaron la

confiabilidad de los datos sobre la

factibilidad técnica que garantice la

estabilización de los contaminantes y el

restablecimiento del equilibrio ecológico

en la zona.

El tiempo estimado de

funcionamiento del sistema es de 6 a 8

años, aunque puede variar por la

continuación de las labores de minería en

la zona, el comportamiento climático, el

comportamiento hidráulico del sistema y

la calidad y durabilidad de la

construcción.

El sistema propuesto tiene la

versatilidad de poder realizarle

modificaciones y ampliaciones futuras

sin alterar el proceso básico de

tratamiento, incluyendo la disminución

del área de tratamiento clausurando

secciones de la misma.

Si la zona de minas vuelve a

entrar en operación, utilizando este

sistema se puede recalcular la carga de

contaminantes y ampliar la planta para

garantizar una explotación de minerales

sin riesgo de agredir al ecosistema.

116

Este modelo es la opción más

económica para la restauración de la

zona, debido a que comparándola con los

otros modelos de remediación in-situ

como son el electrocinético, lavado de

suelo y solidificación/estabilización, este

requiere menor inversión inicial, no

requiere significativos gastos de

operación y mantenimiento y no requiere

alta inversión en reactivos de tratamiento.

Asimismo, la mayoría de los materiales

necesarios para la construcción y la

maquinaría para realizar la obra están

disponibles en el país y los trabajos

pueden ser realizados por el personal de

la zona.

Este trabajo se extrapola de datos de

planta piloto obtenidos en un lugar

diferente al proyectado, por lo que si se

requiere tener una menor incertidumbre

en las variables de diseño de algún

sistema de tratamiento para una zona

minera similar es recomendable realizar

pruebas a escala piloto en el mismo sitio

donde se pretende instalar el sistema de

tratamiento de drenaje pasivo.


Tabla 2. Perspectiva general de las tecnologías in-situ para la remediación de suelos contaminados

con metales.

TECNOLOGÍA

FACTOR DE ELECTROCINÉTICA FITORREMEDIACIÓN LAVADO SOLIDIFICACIÓN/

EVALUACIÓN

DEL SUELO ESTABILIZACIÓN

Estado Aplicaciones a gran

escala en Europa

Rango de

metales tratados

Mayores

factores

limitantes

Consideraciones

específicas del

sitio

Recientemente

autorizado en EUA

Escala piloto

Actualmente está siendo

probado en Trenton, NJ;

Butte, MT; INEL en

Fernald, OH; y

Chernobyl, Ucrania.

117

Comercial

Seleccionado

en sitios con

grandes

presupuestos

Comercial

Amplio Amplio Limitado Amplio

“Estado del arte” “Estado del arte”

Homogeneidad del

suelo

Nivel de humedad en

suelo

Requiere tiempos largos

para tratamiento

Rendimiento de cosecha y

patrones de crecimiento

Profundidad de la

contaminación

Concentración de la

contaminación

Contaminación

potencial del

acuífero de la

solución de

lavado

Permeabilidad

del suelo

Flujo y

profundidad del

agua

subterránea

Concerniente con la

integridad a largo

plazo

Residuos

Profundidad de la

contaminación

Tabla 3. Comparación de las tecnologías aplicables.

Tecnología de Ventajas que obtendría de usarla en el

Desventajas

tratamiento

distrito minero

Ultrafiltración Alta eficiencia de retención de metales. Alto costo de equipos e instalación.

Retiene todo tipo de partículas del efluente y Alto costo de operación y mantenimiento.

entrega al río agua de excelente calidad. Requiere sistemas de bombeo y por ende,

alto consumo de energía eléctrica.

Lavado Bajo costo del agua debido a la

Baja eficiencia derivada de la baja

disponibilidad de esta.

solubilidad de los metales en agua.

Proceso simple.

Requiere tratamiento del agua de lavado para

Bajo costo de operación.

precipitar los metales solubilizados.

Tiempo de tratamiento: corto.

Se requiere adicionar agentes quelantes para

mejorar la solubilidad de los metales.

Aumenta riesgos ambientales de extender la

contaminación a otras áreas.

Estabilización/ Alta eficiencia y garantía de inmovilización Muy alto costo de instalación debido al alto

solidificación de metales.

volumen de mineral a estabilizar.

Puede ayudar en gran medida a estabilizar Requiere alta eficiencia en el mezclado con

taludes y prevenir deslaves futuros.

los agentes inmovilizadores, así como

Tiempo de tratamiento: corto.

enormes cantidades de estos.

Fitorremediación Buena eficiencia para remoción de los Se requiere inspección y mantenimiento

metales comunes.

permanente.

Costos de instalación razonablemente bajos. Dado que es un sistema biológico no soporta

No requiere sistemas de bombeo costosos. fluctuaciones en la carga de contaminantes y

Relativamente bajo costo de mantenimiento. futuras explotaciones requieren ampliar el

espacio de tratamiento.

Electrocinética Alto rango de metales tratados. Alto costo de instalación y operación.


Tiempos cortos de tratamiento.

Favorece contar con suelos saturados de

agua.

118

Requiere homogeneidad del suelo.

Requiere grandes cantidades de energía

eléctrica.

Tabla 4. Concentración metales pesados en el agua de la zona de El Cuale (ppm).

Muestras Plomo Cinc Mercurio Cobre Cianuro

58.01 Mina Naricero 1.055 22.01


[7] HARI D. SHARMA, SANGEETA P. LEWIS. Waste containment systems, waste

stabilization and landfills design and evaluation. 1997. Wiley Interscience.

[8] RAMÍREZ-MEDA, WALTER. Diseño de un modelo de saneamiento de suelos

contaminados con metales pesados derivados de la explotación minera. Julio/1999.

Tesis de maestría, Universidad de Guadalajara.

119


120


Capítulo 2

CONTROL DE CONTAMINACIÓN DE AGUAS SUBTERRÁNEAS Y

SOSTENIBILIDAD

CONTROLE DA CONTAMINAÇÃO DE AGUAS SUBTERRÂNEAS E

SUSTENTABILIDADE

121


122


SOSTENIBILIDAD AMBIENTAL DE AGUA DE

MINA EN LA MINERÍA SUBTERRÁNEA DE

TUNGSTENO

SUSTENTABILIDADE AMBIENTAL DE AGUA DE

MINA NA MINERAÇÃO SUBTERRÂNEA DE

TUNGSTENO

MINE WATER ENVIRONMENTAL

SUSTAINABILITY IN UNDERGORUND TUNGSTEN

MINING

V.F. NAVARRO-TORRES*, R. N. SINGH** Y A.G. PATHAN***

* Professor, Technical University of Lisbon, Portugal,

vntorres@ist.utl.pt

** Professor, University of Nottingham, UK,

raghu.singh@nottingham.ac.uk

*** Professor of Mehran University, Pakistan

ABSTRACT: Currently all over the World, the sustainable developments of the human

activities are being given increasingly more importance. Specially, mining operations play a

vital role in fulfilling economic and social growth of a nation and therefore, it is necessary

to develop sustainable mining practices (SMP) to actualise sustainable developments. One

of the major components of the sustainable mining practices is the management of water

regime during mining operations for the present and the future generations.

For real and efficient management of water regime from pre-mining to post-mining stage, a

sustainability index has been developed which follows a mathematical model based on the

three environmental indicators including Physio-chemical properties, Toxic elements, Other

Components.

This paper is concerned with the assessment of Mine Water Sustainability due to Tungsten

mining and describes the availability of tungsten resources throughout the World together

with the mine water sustainability results of an Underground Tungsten mine in Portugal.

Keywords: tungsten mining, mine water sustainability, management of mining activities,

mining environment

123


INTRODUCTION

1.1. Basic pillars of sustainable

development of the mining industry

The key of the sustainable development

of the mining industry constitutes for

three "basic pillars", whose interaction

summarizes by Giovannini E. et. al,

2005:

o Effects of economic activity on

environmental issues, environmental

protection and management

activities by economic agents and its

implications of economic policies

and market forces for the

environment.

o Productive functions and services of

the environment; implications of

environmental policies for economic

efficiency.

o Provision of environmental services;

effects of environmental conditions

on health, on living and working

conditions; implications of

environmental policies and related

instruments for society.

o Effects of demographic changes and

consumption patterns on

environmental resources:

implications of social conditions and

policies for the environment;

environmental awareness and

education; environmental

information and participation;

institutional arrangements; legal

frameworks.

o Quantity and quality of the labour

force, population and household

structure, education and training;

information and participation;

124

consumption levels and patterns;

implications of social conditions and

policies for economic growth,

institutional arrangements; legal

frameworks.

o Income levels and distribution;

employment; implications of

economic policies and market forces

for society.

1.2. Tungsten mining industry

Mining is considered as one of the

three most important activities for the

resource development for human society;

agriculture and forestry being the other

two. This fact can be illustrated by the

production, demand and reserves of

tungsten mineral occurring in form of

Wolframite (30%) and Scheelite (70%)

ores.

Tungsten is World’s one the most

remarkable metals used in the

manufacturing industry. It has the highest

melting point, lowest vapour pressure,

and highest tensile strength at high

temperatures which enables it to be used

in variety of products including machine

tools, drill bits, electric contacts and

heating and lightening filaments.

Tungsten heavy alloys are used to make

armaments, heat sinks, radiation

shielding, weights and counter-weights.

The main use of tungsten in the Chemical

industry is to make catalysts.

World’s tungsten reserves have been

estimated as 7 million tonnes W

(tungsten) including mineral deposits

which are not economically viable.

Figure 1 indicates that China has 56% of

total tungsten mineral resources,

followed by Canada (12%), CIS (6%),


South America (4%), USA (4%), and rest

of the world 18%. Figure 2 presents

worlds economic reserves of tungsten

mineral in the major mining countries

from 2001 to 2007.

12

4

6

18

4

56

China

Canada

CIS

South America

USA

Other

Figure 1. World’s Tungsten Minerals

Reserves

Figure 3 presents World’s tungsten

concentrate production from 2001 to

2006. China has long been the worlds

leading tungsten. In recent years, most of

the remaining tungsten production took

place in Austria, Bolivia, Canada

Reserves M Tonnes

1800000

1600000

1400000

1200000

1000000

800000

600000

400000

200000

0

China

Year Total Canada

2001 3200000 Russia

2002

2006

Austria

31000000

Portugal

6200000 Bolivia

2001 2002 2006

125

Tngsten concetrate production - Tonnes W content

Figure 2. Reserves of tungsten (US

Geological Survey, Minerals Commodities

Summaries)

60000

50000

40000

30000

20000

10000

0

Year Total

2001 50800

2002 66100

2003 68200

2004 69400

2005 70100

China

Canada

Russia

Austria

Portugal

Bolivia

2001 2002 2003 2004 2005

Figure 3. Tungsten concentrate production

(United States Geological Survey Mineral

Resources Program)

Portugal, Russia, and North Korea. In

recent years, the export of tungsten ore

being reduced all over the world shift is

towards exporting more value added

down stream tungsten material and

products. Table 3 presents concentrate

production countries in the World by

their tungsten content.


Figure 4 presents World’s major

tungsten ore producers. The global

production of tungsten in year 2006 was

of 73,300 tonnes ore and with this

productive rhythm it is enough to take

care of the demand of this metal for 140

years. Since mining of tungsten ore and

its processing creates waste water which

when disposed in the surface streams

creating environmental problems.

In this context, assignment of mine

water sustainability indices to mine water

discharge will make great contribution to

Sustainable Development principles.

Currently there are no standardized

references for the assessment of real

situations in terms of sustainability levels

and the following section makes an

attempt to quantitatively assess the mine

water environmental sustainability with

respect to Panasquera Wolfram mine in

Figure 4. World Tungsten ore production

126

Portugal which is world’s largest single

tungsten ore producer.

2. QUANTITATIVE ASSESSMENT

OF THE MINE WATER

ENVIRONMENTAL

SUSTAINABILITY

2.1 Structure of Mine Water

Sustainability

The quantitative assessment o of the

Sustainable Development of the mine

water is a very complex task. One of the

important method of management of

sustainability is based on the use of

Sustainability Index which allows to

standardized the Sustainability and to

manage the great amount of intervening

parameters to the long life cycle of mine


water. This takes into consideration the

permissible levels of the sustainability

including the physio-chemical properties,

toxic elements and other Components of

mine water as shown in Figure 5.

Other components

ESImw

Toxic components

Figure 5. Three -dimensional structure of

Mine Water Sustainability

The Mine Water Sustainability Index, is

part of the three-dimensional structure of

the ST, composite for three (3) indicators

and each have lots of sub-indicators

depending on the type, dimension,

localization and other characteristics of

the mining operation.

2.2 Quantitative model of Mine

Water Sustainability Index

ESImw

Physic-chemical

properties

Considering the three indicators of the

mine water sustainability: water physiochemical

properties (MWIfq), toxic

elements (MWIst) and other Components

(MWIo), the Mine Water Environmental

Sustainability index (ESImw) can be

calculated by using the following

expression:

l

l

l

1 ⎛

ESI mw = ⎜∑

MWI fq(

i)

+ ∑MWI st ( i)

+ ∑MWI

n.

l ⎝ i=

1

i=

1 i=

1

(1)

o(

i)




127

Where n is the number of environment

pollutants, l local quantity and ESImw,

MWIfq, MWIst, MWIo are onedimensional

Indices.

To calculate the sustainability index of

each component the condition of

sustainability of each pollutant element

(X and/or X ') based in standard of

sustainability or life quality, given for the

norms. Three criteria are taken

considering the local condition of the

elements or ambient 0 variables (xi):

1) When the sustainability is with

xi < X

2) When the sustainability is with

xi ≥ X

3) When the sustainability is with


xi

IS = , with the conditions If xi = X or

X

xi>X

(3)

→ IS = 1

Considering the conditions of criterion

3, the SI can be calculated with the

equations (4 and 5), based in the

condition xi(X' >X) the sustainability is

low and it is unsustainable the X1 and for

low values of xi (xi>X´) the sustainability

is low and unsustainable at X1´.

If ´ < x < X → IS = 1

(6)

X i

Where T is the water temperature (ºC),

BOD is biochemical oxygen demand and

OG is oil and fat e S is total

concentration of solid particles.

3. PROPOSAL OF ESImw

STANDARDIZE THE PERMISSIBLE

MINIMUM LEVEL

The sustainability of the mine water

will be possible when the evolution of the

economic, ambient and social process

during to time through obtain ESImw

more of 1 and for all the indicators and

sub-indicators (Figure. 6).

The ESImw values indicate the

sustainability level of Mine Water and

can be classified into following

categories:

The proposal of ESImw standardize the

permissible minimum level can be

128

If

(4)

xi

− X

xi

> X → IS = 1 −

X 1 − X

If

(5)


−xi

xi < X → IS = 1−


−X


If > x > X → IS = 0

X 1 ´ i 1

With this model and applied the World

Bank standards the general Mine Water

Sustainability Index result following

equation (6)

expressed with reference of 0 and 1

values, being the ST level characterized

by appropriate scale, as indicated in

Table 1.

Table 1. Sustainability level of mine

water

ESImw ≤0.35 0.351

MWIo(t1) >1

Evolution of sustainability

ESImw(t1) > 1 ESImw(tn) > 1

Physic-chemical,

toxic and other

process

Figure 6. Permissible minimum level of

ESImw

MWIfq(tn) >1

MWIst(tn) >1

MWI o(tn) >1

State 1 Process

Time (t)

State n


4. CASE STUDY IN PANASQUEIRA

MINE

4.1 Mine location

The Panasqueira wolfram mine (Beralt

Tin & Wolfram – Portugal S.A.) is

located in the south of “Serra da Estrela”

mountain at altitude around 700 m and

250 km NW of Lisbon (Figure. 7). The

exploitation method used in this mine is

room and pillars.

Figure 7. Localization of Panasqueira mine

1

“ Bodelhão”

river

2

4

129

4.2. Measurement of mine water

quality and its influence in superficial

water

The measure was in four points, three

in “Bodelhão” river and one point in

mine water discharge by gallery called

“Salgueira, but in Panasqueira mine exist

other discharge point called “Fonte de

Masso” gallery (Figure. 8). The results of

laboratory analysis see in Table 2.

Mine water discharge

“Fonte de Masso”

gallery

Mine water

discharge

3 “Salgueira”

ll

Mine water

remediation plant

Figure 8. Measurements points of mine water discharge and in the “Bodelhão” river


Table 2. Results of pollutants values of laboratory analysis in 4 monitoring measurements points

Site Pollutants (ppm)

pH Cu Zn Fe Mn As

1 5.27 0.04 0.52 0.13 0.09 0.00

2 5.16 0.15 1.04 0.03 0.87 0.00

4 4.18 3.11 15.80 2.91 8.20 0.03

3 3.99 2.01 12.605 4.09 8.60 0.03

4.3. Mine Water Sustainability Index

of Panasqueira Mine

For the six pollutants of mine water

assessment in the case study the

particular equation is following:

ESI mw

1

= 5

6

[ 5 + 0.

16 pH − 3.

3Cu

− Zn − 0.

Fe − Mn − As]

Applying the particular equation and

using the values resultants of the

laboratory analysis (Table 3) determines

the Mine Water Sustainability Index in

the 4 measurements points (Figure 8 and

Figure 9). The results indicate that in the

point 1 the sustainability is moderate, in

the point 2 is low must the influence of

the mine water discharge for the called

gallery ““Fonte de Masso””, in the point

3 is very low, therefore it is biggest that

caused for important mine water

discharge by called gallery ““Salgueira””

and finally in point 4 also is very low.

Measure

Point

ESImw

Value Level

1 0.84 Moderate

2 0.57 Low

3 -5.01 Very low

4 -4.04 Very Low

130

Figure 9. Mine Water Sustainability Index

in Panasqueira Mine

The ESImw values demonstrate that in

the mine water measurements date

(January 2001) the discharge of mine

water caused unsustainable situation in

superficial water of the “Bodelhão” river.

These sustainability indexes are very

useful for remediation actions and

application the Management of

Sustainable Mining Practices (SMP).

5. CONCLUSIONS

The underground mining is very

important activity and of great

importance for the human development,

but the projects must be with

environmental protection.


The Sustainable Development of the

mine water can be quantified through the

Sustainability Index.

The mathematical model opens the way

for an analysis, assessment, analysis,

REFERENCES

131

remediation actions and contributes to

real Sustainable Development of the

mine water and management sustainable

mining practices.

Giovannini E. and Linster M. (2005). OECD Measuring Sustainable Development:

Achievements and Challenges

Navarro Torres V. (2004). O LCA uma técnica de análise para uma gestão ambiental

sustentável na indústria mineira. Ponta Delgada Portugal.

Navarro Torres V. (2003). Underground Environmental Engineering and application in

Portuguese and Peruvian Mines. PhD Thesis, Lisbon.

MMDS (2001). Development of the Minerals Cycle and the Need for Minerals. CRU

International

http:www.itia.org.uk/Default.asp?page 51

Kim B. Shedd (2005), Mineral of the Month :Tungsten, Geotimes, February 2005, p.3.


132


RECUPERACIÓN DE METALES DE DRENAJES

ÁCIDOS DE MINA

El papel de la minería

Resumen

JOSE ENRIQUE SANCHEZ RIAL*

JUAN PABLO FERREIRA CENTENO**

*Jefe Departamento Evaluación y proyectos Mineros Secretaría de Minería de Córdoba

josesanchezrial@yahoo.com.ar

**Jefe división Sensores Remotos y Sistemas de Información Geográfica – Secretaría de

Minería de Córdoba jp.ferreiracenteno@gmail.com

El agua de bajo pH es producida por un proceso natural en el que la percolación

hídrica aeróbica por un substrato que contenga sulfuro de hierro activa y promueve

el desarrollo de bacterias específicas tales como el Thiobacillus Ferrooxidans y

Thibacillus Thioooxidans.

En este trabajo en particular se intenta demostrar que esta situación, en la que los

más experimentados conocedores de los pasivos desaparecen de escena, es un error

desde el punto de vista comunicacional, de responsabilidad social y más que nada

económico.

Se analizan además, algunos ejemplos de aprovechamiento de sustancias de valor

contenidas en los drenajes ácidos, así como la posibilidad de existencia de

empresas mineras residuales que podrían ocuparse de manera mucho mas eficiente

del tratamiento de pasivos en general y de los DAM en particular.

Se trata en suma de cambiar el paradigma de atenuar, neutralizar, disminuir,

eliminar metales en solución por el de aprovechar los elementos de valor con la

aplicación de nuevas tecnologías que se aplican en las minas en operación.

133


Introducción

Se considera que un drenaje ácido de

mina es un proceso no deseable de una

operación minera.

Los DAM son un pasivo ambiental sea

que se presenten durante o después de la

operación minera.

Como todo hecho no deseable de la

operación minera choca con legislación

mas o menos explícita a la cual vulnera,

por lo cual se debe tratar, eliminar o

atenuar.

El agua de bajo pH es producida por un

proceso natural en el que la percolación

hídrica aeróbica a través de un substrato

cualquiera, que contenga sulfuro de

hierro activa. Sin embargo, cuando este

proceso se ve favorecido de algún modo

por el proceso minero, el drenaje ácido se

transforma en DAM, es decir adquiere

origen artificial conocido.

Cuando el DAM se produce durante la

operación de la mina la responsabilidad

de la gestión de los efectos concierne de

manera directa a los operadores del

yacimiento. Cuando esto ocurre así, los

operadores mineros tienen dos cursos de

acción posibles.

Uno de ellos es la atenuación de los

efectos por medio de procesos activos

que procuran en primer lugar la

neutralización del efluente por medio de

agentes alcalinos y en segundo lugar el

tratamiento de los métales pesados

disueltos por medio de alguna de las

tecnologías conocidas, usando métodos

como la precipitación, el intercambio

iónico, la osmosis inversa, etc.

El segundo curso de acción, que no está

tan difundido, es el aprovechamiento de

esta situación tratando de obtener

productos útiles que, en el peor de los

casos, se utilizan para atenuar el costo de

procesamiento mandatario de ley y, en el

134

mejor de los casos, aporten a la ganancia

de la empresa.

Cuando este evento se presenta luego del

cierre de las faenas, a conformidad de la

autoridad minera, se transforma en un

problema público. Esto es así porque, en

general, el lapso de tiempo transcurrido

entre el cierre y la manifestación del

DAM es suficientemente grande como

para que haya desaparecido la

responsabilidad civil de los operadores.

En este caso el DAM es un pasivo

ambiental minero o PAM cuya gestión se

carga al presupuesto de los gobiernos

locales, provinciales en algunas

ocasiones o nacionales en otras.

El tratamiento del DAM es realizado por

universidades en algunos casos,

gobiernos en forma directa en otros o con

empresas especializadas por contrato.

Los experimentados productores

originarios del PAM en general o del

drenaje ácido en particular, es decir la

industria minera, no participa en la

gestión de estos pasivos. De hecho las

empresas procuran permanecer lo mas

protegidas posible del foco de la prensa y

por ende del desmerecimiento público de

manera que no se asocie pasivo

ambiental minero con alguna empresa en

particular.

Resulta incluso desalentador ver que, la

mayor parte de las compañías que se

ocupaban de pasivos ambientales

mineros no pertenecen ni derivan

específicamente de esta industria.

Composición de los drenajes ácidos de

mina

Es una obviedad recalcar que estos

drenajes son obviamente ácidos. La

tabla obtenida de Aduvire et al, establece

una calificación práctica de los líquidos

provenientes de mina.


Tabla 1. Clasificación de DAMs según acidez (Basado en Aduvire et al.)

Tipo Descripción Rango

1 Muy ácido Acidez neta > 300 mg/l de CO3Ca equivalente

2 Moderadamente ácido Acidez neta entre 100 y 300 mg/l de CO3Ca equivalente

3 Débilmente ácido Acidez neta entre 0 y 100 mg/l de CO3Ca equivalente

4 Débilmente alcalino Alcalinidad neta < 80 mg/l de CO3Ca equivalente

5 Fuertemente alcalino Alcalinidad neta mayor o igual a 300 mg/l de CO3Ca

equivalente

En esta tabla la acidez se expresa en

Carbonato de calcio equivalente, que

consiste en la cantidad de esta sustancia

necesaria para neutralizar la solución.

Pueden usarse otras formas de expresión

como la de usar HONa equivalente en el

cual se mide la cantidad de esta sustancia

necesaria para llevar el pH a 8.3.

Sin embargo la cuestión más interesante

desde el punto de vista del presente

trabajo se presenta en la carga de material

de posible aprovechamiento que está

asociada a estos líquidos.

La tabla 2 muestra datos no verificables

obtenidos de una disertación del Dr. Jim

Field del Departamento de Ingeniería

Química y Ambiental de la Universidad

de Arizona, respecto a la cantidad anual

total que las actividades humanas en su

conjunto le aportan a la biosfera.

135

Tabla 2. Tonelaje de metales pesados

derivados de actividad humana.

Metal Tonelaje anual

arsénico 120

Cadmio 30

Cobre 2150

Mercurio 11

Molibdeno 110

Níquel 470

Plomo 1160

Zinc 2340

Estas toneladas provienen de distinta

fuentes incluídos los DAMs y no se

menciona el compuesto mas frecuente del

que forman parte.

La tabla 3 por otro lado extractada de

numerosas publicaciones especifica los

metales contenidos en los líquidos

provenientes de mina, sea extraídos en

forma directa o valores de la cuenca

como en el caso de la Faja Pirítica Ibérica

o la zona de carbón de Pensilvania

central o el caso del Witwatersrand.

Tabla 3. Contenidos típicos en metales

Mina Fe Mn Cu Zn Pb Ni Al Cd As Sulf Ph

Lilly/Orphan

6,2

boy 29 8 0,24 25,6 8,09 0,24 1,02 277 2,8

12,0

859

Brunswick 12,2 9,57 7 1,16

0 3


Montalbion

18,

0,17

3,4

silver 12,1 5 12,9 60,7 0,052 2 27,7 0,561 3 525 2

26,

0,12 2,5

Surething mine 15 7 2,35 22,7 0,151 29,5 0,208 7 591 8

117,1 0,69 0,71 0,003 0,48 37,4 0,000 0,00

Leviathan mine 6 1 5 6 7 6 6 2

300

Nickel Rim 1000 3 1 0,15 130

0 2,8

223, 0,07

Anchor hill pit 15,7 43,3 14,1

5 0,576 3 3,3

Faja pirítica

1,06

2,12 746

Ibérica 1494 37 64 169 0,061 3 386 0,49 3 0 2,7

Baia Mare

509

(Rum) 91 168 0,05 26 0,03 0,26 109 0,02 0 2,6

Pensivania

2,9

central 10 15 0,63 10 980

401

5

Witwatersrand 697

0 3,5

El teniente 5 3.3

La mejicana 12 3

Esta tabla no pretende establecer valores

promedio sino por el contrario explicitar

la variabilidad de los contenidos en

función de la mena original, el origen de

los DAM y el clima imperante.

En esta tabla por otro lado, se explicita el

conjunto de distintos cationes presentes

en los DAM. Estos metales, siempre

mencionados precisamente como un

factor de contaminación son en suma,

materiales útiles.

Recuperación de sustancias útiles

Caso de Elliot Lake

La mayor parte de los casos de

recuperación de sustancias útiles a partir

de drenajes ácidos ocurren durante el

período de operación de la mina.

Esta situación es entendible en tanto y en

cuanto el objetivo de maximizar las

136

ganancias lleva a la mejora continua de la

operación.

Generalidades

En la vecindad de la ciudad de Elliot

Lake ubicada al noroeste de Sudbury en

la provincia de Ontario en Canadá se

ubica un conjunto de operaciones

mineras que prácticamente dejaron de

operar casi todas juntas alrededor de

1996 luego de 41 años de trabajo. El

mapa de la figura 1 ilustra la posición de

esta ciudad nacida para y por las minas

de Uranio, y el aspecto regional se ve en

la fig. 2.

Casi todas estas minas extraían uranio de

un conglomerado cuarzoso con pirita

ubicado en un sinclinal denominado

Sinclinal Quirke.


Fig. 1 Posición de la ciudad de Elliot Lake

Fig. 2. Aspecto general de la zona de Elliot Lake.

137


La mina Deninson en particular operaba

sobre dos eventos de paleo cauce de

cuarzo llamados sinclinal superior e

inferior respectivamente.

Con un pique principal para personal y

bombeo ubicado en la parte mas

profunda del eje sinclinal y otro ubicado

en la parte más superficial del mismo

para ventilación, esta operación

subterránea en cámaras y pilares

desarrolló un sistema de biolixiviación

que luego ha sido adoptado por otras

explotaciones.

Estos dos piques, conectados por una

galería central en cada nivel de

explotación derivan a galerías

subsidiarias que siguen el rumbo del

sinclinal de las cuales derivan las

cámaras.

El agua de la perforación y agua de la

mina en general se almacena en presas

subterraneas de agua limpia.

Breve descripción del proceso

El proceso de biolixiviación desarrollado

en Mina Deninson puede verse en la

figura 4, donde se muestra un esquema

simplificado de cámaras y pilares ya

trabajados al los cuales se conecta una

Figura 3 Corte simplificado

138

El agua derivada de la perforación pasa a

presas de agua limpia en sectores donde

ya no se trabaja.

La figura 3 presenta un corte muy

simplificado de la constitución de la mina

con un pique principal A que, por debajo

del segundo conglomerado del sinclinal

D, tiene un sector de operaciones y un

depósito o dique de soluciones preñadas

B que se bombean en forma directa a los

tanques de elusión.

La figura 3 presenta un corte muy

simplificado de la constitución de la mina

con un pique principal A que, por debajo

del segundo conglomerado del sinclinal

D, tiene un sector de operaciones y un

depósito o dique de soluciones preñadas

B que se bombean en forma directa a los

tanques de elusión.

cañería plástica A, que alimenta

conductos en cada unas de las cámaras B.

Estos conductos permiten el rociado

periódico de agua limpia proveniente del

uso normal de la mina en el proceso de

perforación.


Los dos eventos iniciales de la operación

son el bombeo con una solución

acidulada de pH 3 a 3.2 a los efectos de

activar el crecimiento bacteriano. Luego

de esto dos primeros rociados que no

usan nada más complicado que un

sprinkler de plástico, se procede a la

impregnación con agua limpia de manera

periódica.

El drenaje ácido producido por la

activación bacteriana de las colonias

crecientes de Thiobacillus Ferrooxidans,

se colecta en soluciones preñadas que se

conducen por canales C y D hasta diques

subsidiarios y finalmente al dique

principal B de la figura 3.

Fig. 4. Esquema de biolixiviación en

cámaras

139

Fig. 5. Ejemplo de rociador

El proceso de rociado no implica

complicación alguna y puede lograrse

sencillamente perforando el conducto B

en distintos sectores de su extensión. La

figura 5 muestra un rociador común de

jardín que también puede usarse en la

medida que no tenga partes metálicas.

Breve descripción del mecanismo

Se han propuesto numerosas alternativas

para entender el modo en el que este

proceso se lleva a cabo. En esta ponencia

se considera que la presentada por

Rawlings (2002) parece ser la más

cercana a la realidad observada en el

proceso minero.

El esquema de la figura 6 muestra los tres

tipos básicos de lixiviación:

Lixiviación sin contacto con las

bacterias: En este caso la disolución de

la superficie del mineral sulfuroso se

logra por el ataque del Fe +3 en sulfuros

insolubles o el ataque del protón Fe +3 en

sulfuros solubles en ácido. Este proceso

se presenta en los primeros momentos del

proceso descripto para Elliot Lake en el

cual el material remanente en la cámara

es regado con una solución ácida.

Lixiviación de contacto: En este caso la

colonia bacteriana se ha desarrollado en


contacto con la superficie del mineral de

sulfuro. Por la acción bacteriana se

produce un cambio de Fe +2 a Fe +3 lo que

libera iones ácidos o se produce la

liberación de coloides sulfurosos con

Fe +3 lo que aumenta el ataque contra la

superficie. Se asigna a este proceso un

importante papel a un aminoácido

llamado Cisterna, abreviado como Cys en

la figura. Esta es la segunda etapa en la

cual se ha reemplazado la solución de

regado con agua remanente en mina con

el único cuidado de que sea libre de

sólidos que puedan entorpecer el trabajo

de los rociadores. Esto se logra por

medio de la decantación en los diques

interior mina.

Lixiviación Cooperativa: En este caso

los sulfuros coloidales, los sulfuros

intermedios y aún fragmentos mas

pequeños de mineral son usados por la

colonia bacteriana para generar Fe +3 y

protones que producen lixiviación sin

colonias adosadas a la superficie mineral

es decir lixiviación sin contacto

bacteriano.

Algunas conclusiones derivadas de este

caso

• La presencia de sulfuros

ferrosos es una condición

prácticamente imprescindible para

140

tan solo imaginarse la posibilidad de

este proceso.

• Es necesario realizar una serie

de estudios biológicos mínimos que

permitan reconocer la existencia de

una cepa autóctona de Thiobacillus y

las condiciones óptimas para que

pueda desarrollarse rápidamente y

sobrevivir a las condiciones de

temperatura de la mina.

• La presencia de sulfuros

ferrosos y en particular la pirita

hacen más que posible la existencia

de una cepa autóctona de

Thiobacillus.

• El solo hecho de que existan

condiciones para la generación de un

DAM posterior a la mina no implica

que su aprovechamiento económico

sea posible. Es decir que, aún cuando

se hayan hecho estudios del impacto

ambiental y se haya logrado

determinar la probabilidad de un

DAM, no se asegura la economicidad

de un proceso como este.

Es importante reconocer y diseñar los

medios para mantener operativo el

sistema luego de que se ha retirado la

operación principal como es el caso

actual de Elliot Lake.


Fig. 6. Propuestas de formas de lixiviación

141


Algunos otros casos interesantes

Un caso muy reciente presentado por

Vergara F., Parada F. y Sánchez M.

(2010) ilustra acerca de la Mina El

Teniente en Chile con un caudal variable

de DAM entre 165 a 592 l/s, lo que

presenta un spread suficientemente

importante como para transformarse en

un verdadero desafío para el diseño de

planta de recuperación.

El contenido de cobre también es muy

variable de 290 a 720 ppm de Cu y un pH

promedio de 3.3.

Los detalles de este caso fueron

perfectamente ilustrados en la lectura del

trabajo, sólo queda mencionar que se cita

en éste debido al análisis de la economía

y el diseño de ingeniería de la posible

recuperación de Cu.

Existe una importante cantidad de casos

referidos a los metales en menas

refractarias tales como las de oro y plata

en las cuales la biolixiviación constituye

una forma más que adecuada de evitar

procesos más contaminantes como es el

de tostación o aún la cianuración, aunque

en mayor o menor medida estas técnicas

se usan en combinación con los metales

“liberados” por la lixiviación.

Estos casos en general no se tratan de

aprovechamiento de DAMs sino casos de

heap leaching o de lixiviación en

columnas en otros casos.

Conclusiones

• Es casi una verdad de perogrullo

afirmar que las menas con sulfuros

de hierro y en particular con pirita,

en un ambiente aeróbico y aún

142

mínimas condiciones de humedad

permitirán el desarrollo de cepas

autóctonas de bacterias tales como

Thiobacillus Ferrooxidasns y

Thiobacillus Thiooxidans.

• Existen métodos de

suficientemente adecuados para la

predicción de la calidad y cantidad

de DAMs tanto durante, como

posteriormente a la operación de las

minas.

• Estos drenajes no pueden seguir

siendo gestionados como un costo

adicional a la explotación sino que

el diseño de ingeniería de

recuperación de metales debe incluir

las soluciones preñadas en los

caudales que se producirán e

inclusive establecer métodos para

aumentarlos a los fines de, al

menos, eliminar el costo de dicho

tratamiento y aumentar la

producción de los metales

contenidos.

En estas condiciones quizás se llegue al

punto que un open pit paralizado pueda

drenar hacia una galería inferior de la

cual extraer estas soluciones cargadas

con el remanente de material que haya

quedado de la explotación tradicional. Un

esquema muy simplificado de esta

propuesta puede verse en la figura 7

donde una serie de galerías excavadas

por debajo del mismo son colectoras de

agua que se va cargando de metal a

medida que baja por las paredes y las

bermas remanentes y es bombeada a

planta como solución preñada.


Bibliografía

Fig. 7. Aprovechamiento póstumo de un open pit

1. Aduvire H., Vadillo L., Aduvire O. Innovaciones en la caracterización de Aguas

Acidas de minas y su tratamiento con tecnologías ecológicas.

2. Morales M, Herrera R, Ruiz-Manriquez A. Biosorción de Cu (II) por Thiobacillus

Ferrooxidans em un sistema de columna. Cita WEB.

3. CALDAS DE OLIVEIRA R. ESTUDO DA CONCENTRAÇÃO E

ECUPERAÇÃO DE ÍONS LANTÂNIO E NEODÍMIO POR BIOSSORÇÃO EM

COLUNA COM A BIOMASSA Sargassum sp. 2007.

4. Robertson J. A. Recent geological investigation in the Elliot Lake – Blind River

Uranium Area – Canada – Prospectors and developers association – 1967

5. Vergara F., Parada F. y Sánchez Mario. UN CASO PARADIGMÁTICO DE

MANEJO DE AGUAS EN MINERÍA SUBTERRÁNEA EN CHILE: CASO DE

LA MINA EL TENIENTE. – Red MASYS – CYTED – Ayacucho – Peru. 2010

Rawlings D. Heavy Metal mining using microbes. Annual Review. Microbiology. 2002.

143


144


ESTUDIO DE DESULFURIZACIÓN DE RELAVES

GENERADORES DE DAR, ANTES DE SU

DISPOSICIÓN FINAL, COMO ALTERNATIVA DE

MANEJO Y MITIGACIÓN DE IMPACTO

AMBIENTAL

* Dr.- Ing. Gerardo Zamora Echenique –

** M. Sc. Ing. Octavio Hinojosa Carrasco –

*** Dr.- Ing. Antonio Salas Casado

Es conocido que los relaves de las plantas concentradoras que procesan minerales

sulfurosos son generadores de DAR. La industria minera ha desarrollado diferentes

estrategias para evitar el efecto negativo del DAR sobre el medio ambiente. Una de

estas estrategias es la “desulfurización ambiental”, como etapa previa a la

disposición final de los relaves de un proceso, y consiste en separar los minerales

sulfurosos remanentes en los relaves por un proceso de flotación no selectiva de

sulfuros; así, producir una fracción de sulfuros, con menor porcentaje en peso y

fuertemente reactiva o generadora de DAR (producto float); y otra fracción,

mayoritaria en peso y con bajo contenido de sulfuros y por tanto no generadora de

acidez (non float).

Este proceso de desulfurización permite entonces generar un producto “estable

químicamente – non float”; qué en la etapa de cierre, no requiere de medidas

ambientales; mientras que, el producto sulfuroso – float, debe ser manejado

ambientalmente y requerirá medidas especiales en la etapa de cierre pero a un costo

menor.

Para el estudio se ha considerado una muestra representativa de los relaves de una

empresa minera de explotación de complejos Pb-Ag y Zn-Ag. Se ha llevado

adelante la caracterización física; química, mineralógica y biológica. Asimismo, la

muestra ha sido sometida a pruebas geoquímicas estáticas y dinámicas de

predicción de DAR antes y después del proceso de desulfurización.

De los resultados obtenidos en el estudio es posible establecer que, mediante una

etapa adicional bulk de flotación de sulfuros de los relaves estudiados, es posible

eliminar la fracción sulfurosa; generando así, un residuo (non float) NO

GENERADOR de DAR con cerca del 85% en peso que, en la etapa de cierre del

sitio de disposición final del mismo, no requerirá medidas ambientales de

rehabilitación. Esto implica un “ahorro enorme” en la fase de rehabilitación final

145


del sitio minero. Por otra, la fracción sulfurada requerirá una disposición ambiental

adecuada y emdidas de rehabilitación en la etapa del cierre.

1. INTRODUCCIÓN

Es conocido que los relaves de las plantas

concentradoras que procesan minerales

sulfurosos para obtener concentrados de

Zn-Ag y Pb-Ag, son generadores de

DAR por presentar en su composición

especialmente pirita. La industria minera

ha desarrollado diferentes estrategias

para evitar el efecto negativo del DAR

sobre el medio ambiente. Una de estas

estrategias es la “desulfurización

ambiental”, como etapa previa a la

disposición final de los relaves de un

proceso, y consiste en separar los

minerales sulfurosos remanentes en los

relaves por un proceso de flotación no

selectiva de sulfuros; así, producir una

fracción de sulfuros, con menor

porcentaje en peso y fuertemente reactiva

o generadora de DAR (producto float); y

otra fracción, mayoritaria en peso y con

bajo contenido de sulfuros y por tanto no

generadora de acidez (non float).

El estudio de desulfurización de relaves

generadores de DAR, antes de su

disposición final, como alternativa de

manejo y mitigación de impacto

ambiental, fue realizado siguiendo en

principio una etapa de caracterización de

las colas del proceso de una empresa

minera; para luego, realizar el estudio de

desulfurización mdeinte una etapa

adicional de flotación bulk de sulfuros; y

finalmente, presentar una propuesta de

manejo ambiental.

2. CARACTERIZACIÓN DE

LOS RELAVES ESTUDIADOS

146

La caracterización de los relaves objeto

de investigación, se basa en el estudio de

las características físicas, químicas y

mineralógicas; además de la

determinación del comportamiento

geoquímico, a partir de Pruebas

Geoquímicas Estáticas y Dinámicas, a

objeto de determinar por una parte el

Potencial de Generación de Drenaje

Ácido (DAR) a través del test estático; y

por otra, la determinación de la Tasa de

Generación de DAR y la Carga de

Metales Pesados que puede generar,

debido a la presencia de sulfuros en su

composición y su oxidación en presencia

de agua y oxígeno.

Se tomó una muestra fresca de los relaves

de descarga de la planta de

procesamiento mineral (M1), antes de su

disposición final; además de, una muestra

del dique de relaves (M2). En la tabla 1,

se presentan los resultados del análisis

químico de las muestras de relaves del

proceso.

PARAMETRO UNIDAD M1 M2

Antimonio % 0,02 0,02

Arsénico % 0,07 0,07

Calcio % 0,89 0,45

Cadmio % 0,002 0,005

Cobre % 0,01 0,02

Hierro % 3,25 3,68

Plomo % 0,12 0,14

Zinc % 0,31 0,71

Azufre % 2,59 3,85

Sulfato % 0,04 0,02

Tabla 1.- Análisis Químico de las muestras

de COLAS DEL PROCESO


Los resultados del análisis por difracción

de rayos X de las muestras anteriormente

147

citadas, se presentan en la Tabla 2.

Mineral Formula M1 M2

Esfalerita ferrosa (Zn0.984FeO0.026)S X

Pirita FeS2 X X

Galena PbS X

Tetratioantimoniato

Cu3(SbS4)

de Cobre(I)

Monóxido de plomo PbO X

Hidroxiantimoniato Sb3O6(OH) X

Dickite Al2Si2O5(OH)4

Franklinita (Zn0.93Fe0.07)(Fe1.95Zn0.04)O4

GANGA

Sílice SiO2 X X

Anortita CaAl2Si2O8 X

Muscovita K(Al4Si2O9 (OH)3) X

Tabla 2.- Resultados del Análisis de Difracción de Rayos X de las Muestras de las Colas del

Proceso

Asimismo, se ha determinado el

Potencial Neutro y el Potencial Ácido de

las muestras de las Colas del Proceso a

objeto de calcular el Potencial Neto de

Neutralización. La tabla 3, presenta los

resultados obtenidos.

NNP

(kgCaCO3/t)

AP Análisis

NP/AP

Análisis

M1 -58.27 0.28

M2 -108.85 0.09

Tabla 3.- Resultados de la Prueba

Geoquímica Estática de las Muestras de

Relaves del proceso

La evaluación de los resultados obtenidos

de acuerdo a los dos criterios conocidos,

pueden resumirse que los residuos son

“altamente generados de DAR”; puesto

que, el NNP es menor a menos 20 kg

CaCO3/t (Primer Criterio); o la relación

NP/AP, es menor a la unidad (Segundo

Criterio).

Para predecir las tasas de generación de

DAR y la calidad de los lixiviados que

generarán estos relaves, se han

desarrollando pruebas geoquímicas

dinámicas en celdas dinámicas en las que

se han realizado ciclos de humidificación

con una duración de 7 días por ciclo

(haciendo pasar 3 días de aire seco; 3

días de aire húmedo; y el último día,

procediendo con el lavado con un

volumen de agua similar al de máxima

precipitación fluvial de la zona.

La Tasa de Generación de DAR, a partir

de los descensos del valor del pH, es

presentada en la Tabla 4.

X


Años M1

g H2SO4/t

Ca acumulado (mg)

7000

6000

5000

4000

3000

2000

M2

g H2SO4/t

1 19,554 0,98

2 0,001 2,46

3 0,001 0,02

4 0,002 0,01

5 0,003 0,00

6 0,002 0,01

7 0,002 0,01

8 0,004 0,01

9 0,005 0,01

10 0,020 0,03

11 0,004 0,00

12 0,004 0,00

13 0,008 0,01

14 0,010 0,01

15 0,012 0,02

TOTALES 19,632 3,60

Tabla 4.- Tasa de Generación de DAR de las

Muestras del Relave Estudiado

MUESTRA WK D - Ca vs SO4

y = 0,1175x - 1,8833

R 2 = 1

1000

0

0 10000 20000 30000 40000 50000 60000 70000

SO4 acumulado (mg)

148

Por otra parte, al graficar el contenido de

calcio acumulado presente en las

soluciones de enjuague versus el sulfato

acumulado, y graficar el punto que

representa las condiciones iniciales de

Calcio y Sulfato en las muestras, éste se

encuentra ubicado en la zona del sulfato;

por lo que, se confirma que el RESIDUO

NO TIENE EL PODER

NEUTRALIZANTE SUFICIENTE! Es

decir, las muestras de relave estudiadas

son “Inestables Químicamente”; por lo

que, al finalizar la operación minera,

deberá llevar adelante la “rehabilitación

ambiental del sitio de disposición”.

Figura 1.- Proyección de la Correlación entre Ca versus Sulfato acumulados de las Prueba

Geoquímica Dinámica de la Muestra M1


Ca acumulado (mg)

7000

6000

5000

4000

3000

2000

1000

0

MUESTRA WK 10 - Ca vs SO4

y = 0,1286x + 0,1825

R 2 = 1

0 10000 20000 30000 40000 50000 60000

SO4 acumulado (mg)

Figura 2.- Proyección de la Correlación entre Ca versus Sulfato acumulados de las Prueba

Geoquímica Dinámica de la Muestra M2

3.- ESTUDIO DE

DESULFURIZACIÓN DE RELAVES

DEL PROCESO

El estudio de desulfurización se basa en

la eliminación de sulfuros por procesos

de flotación de muestras de las colas del

proceso metalúrgico a objeto de

disminuir su grado de inestabilidad

química o aptitud de generación de DAR;

y así, considerar un manejo ambiental de

una pequeña fracción como “colas

generadoras de acidez (concentrado

sulfuroso) que requerirá una disposición

final ambientalmente apropiada y con

149

requerimiento de restauración final; y

otra fracción mayoritaria, “colas estables

químicamente”, para una disposición

final sin medidas ambientales costosas y

sin un requerimiento posterior de

restauración.

La experimentación metalúrgica en sí, se

llevó a cabo de acuerdo a las siguientes

operaciones unitarias: Secado -

Homogeneización, cuarteo y obtención

de muestras representativas para las

diferentes pruebas de desulfurización por

flotación - Pruebas de flotación de

acuerdo a las condiciones siguientes:


Los mejores resultados que se alcanzaron

en las pruebas de desulfurización por

flotación a partir de la muestra de relaves

de descarga del proceso, es resumida en

la tabla siguiente:

Producto %

Peso

% S %

Distrib

. De

Sulfur

o

Espuma

18,1

sulfuros 15,75 4 74,18

Non Float 84,25 1,18 25,82

Alimentació 100,0

n

0 3,85 100,00

Tabla 5.- Balance Metalúrgico de la prueba

de flotación Nº 1,

a un tiempo de flotación de 14 minutos

Por tanto, a la la misma granulometría de

procedencia de las colas es posible

disminuir a 1.18% el contenido de

sulfuros en el producto non float.

Posteriormente, se han determinado el

Potencial Neutro y el Potencial Ácido de

los “productos non float” obtenidos

después de la flotación bulk de sulfuros

realizada a 14, 7 y 3 minutos,

respectivamente; y a partir de dichos

valores, se ha determinado el Potencial

150

Neto de Neutralización. Los resultados

obtenidos se presentan en la tabla 6.

NNP

(kgCaCO3/t)

AP Análisis

NP/AP

Análisis

M2 -108.85 0.09

M2 - 14 Min -28.02 0.24

M2 - 7 Min -31.58 0.20

M2 - 3.5 Min -36.77 0.17

Tabla 6.- Resultado de la Determinación del

Potencial Neto de Neutralización de la

Muestra Colas de Descarga y Productos

Non Float de la Desulfurización

La evaluación de los resultados

obtenidos, de acuerdo a los dos criterios

ya anteriormente señalados, muestran que

todos los productos “non float” SON

GENERADORES DE DAR.

Las Pruebas Geoquímicas Dinámicas,

con los Productos Non Float de la

Desulfurización por Flotación, fueron

realizadas en celdas húmedas;

considerando, ciclos de humidificación

con una duración de 7 días por ciclo. La

Tasa de Generación de DAR, a partir de

los valores del pH obtenidos en las


soluciones de enjuague, es presentada en

la Tabla 7. Estos valores han sido

referidos a gramos de H2SO4 por tonelada

de residuo minero.

Años M2

g

H2S

O4/t

Ca acumulado (mg)

4500

4000

3500

3000

2500

2000

1500

1000

500

0

M2 -

14

Min

g

H2S

O4/t

M2 -

7

Min

g

H2S

O4/t

M2 -

3.5

Min

g

H2S

O4/t

1 19,55

4 0.002 0.001 0.002

2 0,001 0.003 0.001 0.001

3 0,001 0.002 0.002 0.002

4 0,002 0.005 0.004 0.004

5 0,003 0.012 0.010 0.012

TOTA 19,63

LES 2 0.024 0.018 0.022

Tabla 7.- Tasa de Generación de DAR de los

Productos Non Float del proceso de

Desulfurización

Muestra Non Float 14 Min - Ca vs SO4

y = 0,1284x + 0,0651

R 2 = 1

0 5000 10000 15000 20000 25000 30000 35000

SO4 acumulado (mg)

151

Para averiguar si, en función del tiempo,

la materia básica de los productos non

float obtenidos del proceso de

desulfurización por flotación, será

suficiente para neutralizar la acidez

generada a partir de la presencia de

sulfuros de la muestra, fue necesario

graficar la cantidad de Ca acumulada

versus la cantidad de sulfato acumulada

de las soluciones de enjuague de los

diferentes ciclos. Luego, determinar en la

gráfica, el contenido de Ca total inicial

presente en la muestra que ha sido

sometida a la prueba geoquímica

dinámica; además del contenido inicial

de azufre total de la muestra inicial,

expresado en cantidad de sulfato. Las

figura 3 a 5, muestran el resultado del

procedimiento descrito.

Figura 3.- Proyección de la Correlación entre Ca versus Sulfato acumulados de las Prueba

Geoquímica Dinámica de la Muestra del Non Float M2 - 14 Min


Ca acumulado (mg)

4000

3500

3000

2500

2000

1500

1000

500

0

4000

3500

3000

2500

2000

1500

1000

500

0

Muestra Non Float 7 min - Ca vs SO4

y = 0,1223x - 0,2671

R 2 = 1

0 5000 10000 15000 20000 25000 30000 35000

SO4 acumulado (mg)

Figura 4.- Proyección de la Correlación entre Ca versus Sulfato acumulados de las Prueba

Geoquímica Dinámica de la Muestra del Non Float M2 - 7 Min

Ca acumulado (mg)

Muestra Non Float 3.5 min - Ca vs SO4

y = 0,1135x - 0,4475

R 2 = 1

0 5000 10000 15000 20000 25000 30000 35000

SO4 acumulado (mg)

Figura 5.- Proyección de la Correlación entre Ca versus Sulfato acumulados de las Prueba

Geoquímica Dinámica de la Muestra del Non Float M2 - 3.5 Min

De las figuras 3 al 5 presentadas, es

posible deducir los siguientes aspectos:

• Si bien fue posible, a través de

la desulfurización por flotación, la

respectiva eliminación de sulfuros, los

productos non float obtenidos después

152

de 14, 7 y 3.5 minutos, todavía estos son

Residuos Generadores de DAR; puesto

que, en todos los casos, el punto de que

representa las condiciones iniciales de

Calcio y Sulfato en la muestra, se

encuentra todavía ubicado en la zona del

sulfato; aunque, para el caso del


producto non float obtenido mediante

una flotación de 14 minutos, esta

prácticamente sobre la línea de

proyección.

• La desulfurización por flotación

de la fracción sulfurosa, genera

productos non float que NO TIENEN

EL PODER NEUTRALIZANTE

SUFICIENTE! Es decir, será necesario

“mejorar la eliminación de la fracción

sulfurosa” mediante una remolienda o

una etapa de flotación Scarenger después

de los 14 min de flotación Rougher.

• Por la ubicación del punto en la

gráfica, se puede predecir que “no será

necesario” llevar adelante una

remolienda “muy severa” para mejorar

el proceso de desulfurización.

A objeto de llevar adelante una propuesta

de manejo ambiental de las colas; se

decidió realizar pruebas exploratorias de

flotación, sometiendo a remolienda la

muestra de relaves M2 del proceso.

La muestra fue inicialmente clasificada

en malla tyler -150; y el sobretamaño, se

llevó a remolienda hasta que toda la

muestra pase dicha malla. La muestra así

preparada, fue sometida a flotación,

manteniendo las condiciones de

operación y consumo de reactivos de la

flotación de sulfuros llevada a cabo en

tamaño original y durante 14 minutos. El

resultado de esta prueba; y a manera de

balance metalúrgico, se presenta a

continuación:

Producto % Peso % S % Dist.

S

Espuma

sulfuros

17.22 17.07 79.66

Non Float 82.78 0.89 20.04

Cabeza

calculada

100.00 3.68 100.00

153

Tabla 8.- Balance Metalúrgico de la

Desulfurización por Flotación de la Muestra

de Relave de Descarga, previamente

remolida a -150 Mallas Tyler

A partir de los resultados obtenidos en la

prueba de desulfurización por flotación

con la muestra de -150 mallas tyler, se

realizó la prueba geoquímica estáticas. El

resultado de dichas prueba se presenta a

continuación:

NNP

(kgCaCO3/t)

AP Análisis

NP/AP

Análisis

M2 -108.85 0.09

M2 -150 M -13.46 0.51

Tabla 9.- Resultados de las Pruebas

Geoquímicas Estáticas del Relave de

Descarga y de los Productos Non Float de la

Desulfurización con remolienda a -150 y -

200 Mallas por Flotación

Aplicando los criterios de clasificación

de los residuos mineros, se tiene que los

productos non float obtenidos se

encuentran en valores de Potencial

Neto de Neutralización entre – 20 Kg

CaCO3/ton y + 20 Kg CaCO3/ton de

residuo minero (primer criterio) o la

relación de Potencial Neutro/Potencial

Ácido entre menor a 1 y mayor 1

(segundo criterio); por tanto, los residuos

en cuestión se encuentran en la ZONA

DE INCERTIDUMBRE EN CUANTO

A LA GENERACIÓN DE DRENAJE

ÁCIDO DE ROCA.

Es decir, es necesario realizar una Prueba

Geoquímica Dinámica para precisar si el

Residuo Minero es o no generador de

DAR.

Los resultados de la prueba geoquímica

dinámica realizada, son resumidos en la

gráfica calcio acumulado versus sulfato


acumulado que se presenta a

continuación:

Ca acumulado (mg)

5000

4500

4000

3500

3000

2500

2000

1500

1000

500

0

Muestra Non Float -150 mallas - Ca vs SO4

y = 0,147x + 0,2839

R 2 = 1

0 5000 10000 15000 20000 25000 30000 35000

SO4 acumulado (mg)

Figura 6.- Proyección de la Correlación entre Ca versus Sulfato acumulados de las Prueba

Geoquímica Dinámica de la Muestra de Cola de Descarga, previamente remolida a -150 Mallas

Tyler

De la figura 6 presentada, es posible

deducir los siguientes aspectos:

• A través de la desulfurización

por flotación de la muestra de colas de

descarga sometida a remolienda a -150

mallas tyler, es posible la obtención de

un producto non float NO

GENERADOR DE DAR; puesto que,

el punto de que representa las

condiciones iniciales de Calcio y Sulfato

en la muestra, se encuentra ubicado en la

zona del calcio.

• La desulfurización por flotación

de la fracción sulfurosa, con remolienda

a -150 mallas tyler, genera un producto

non float que TIENE EL PODER

NEUTRALIZANTE SUFICIENTE.

Es decir, se trata de un residuo minero

“Estable Químicamente”.

• Por la ubicación del punto en la

gráfica, se puede predecir que “no será

necesario” considerar medidas de alto

154

costo en la etapa de rehabilitación del

Cierre.

4.- CONCLUSIONES DEL

ESTUDIO DE DESULFURIZACIÓN

DE RELAVES DEL PROCESO

- La desulfurización por flotación

de la fracción sulfurosa, genera

productos non float que NO TIENEN

EL PODER NEUTRALIZANTE

SUFICIENTE!. Es decir, será necesario

“mejorar la eliminación de la fracción

sulfurosa” mediante una remolienda o

una etapa de flotación Scarenger después

de los 14 min de flotación Rougher.

- El llevar adelante la

remolienda de las colas de descarga

a -150 mallas tyler, permitiría

obtener una fracción que representa

cerca del 82% en peso; misma que,


es estable químicamente y por tanto

“no requeriría” medidas

ambientales complicadas en la etapa

de rehabilitación del sitio de

disposición.

- La fracción sulfurosa, que

representa cerca del 18% en peso,

podría ser dispuesta en un área

menor de disposición; que en la

etapa de cierre, requerirá medidas

ambientales de rehabilitación.

155


156


ALTERNATIVAS PARA EL MANEJO DE LA

POLUCIÓN DE AGUAS ÁCIDAS

SUBTERRÁNEAS EN LA MINERÍA DEL COBRE

FERNANDO PARADA , FROILÁN VERGARA, MARIO SÁNCHEZ

RESUMEN

Departamento de Ingeniería Metalúrgica, Universidad de Concepción-Chile.

fparada@udec.cl, fvergar@udec.cl, msanchez@udec.cl

Edmundo Larenas 285, A.P.407-0371, Concepción-Chile

Tel. 56-41-2204202, Fax 56-41-2243418

Se presenta la situación de las principales minas subterráneas chilenas y sus problemas de

contaminación de aguas ácidas subterráneas asociadas a la operación.

Se muestra un barrido de las principales tecnologías existentes para descontaminar y/o

valorizar efluentes acuosos, algunas de las cuales han sido aplicadas en Chile.

El trabajo concluye con una discusión y análisis de las tecnologías con mayor

preponderancia y utilización y que por ende presentan mayor impacto futuro en el

tratamiento de aguas ácidas mineras.

Palabras Claves: minería subterránea, aguas ácidas.

INTRODUCCIÓN

Es conocido el efecto nocivo del Drenaje

Ácido (DAM) en la minería en general y

los efectos negativos en el ambiente

circundante, particularmente cuando

ocurre en lugares aledaños a terrenos

agrícolas. De esta manera, recurso

hídricos superficiales y subterráneos

pueden verse afectado por este fenómeno

ya conocido en las actividades mineras.

157

El caso chileno no es ajeno a la situación

mundial y si bien es cierto, gran parte de

nuestra minería se encuentra en zona

desértica, hay innumerables nuevos

proyectos de minería subterránea que

pueden sufrir consecuencias negativas si

no se toma conciencia de este fenómeno.

Entre las principales características del

DAM pueden ser citados: presencia de


minerales sulfurados, especialmente

piritas, bajos valores de pH, elevadas

concentraciones de iones sulfato e iones

metálicos (Fe, Al, Zn y Mn,

principalmente), presencia de agentes

oxidantes(O2 y Fe 3+ ), siendo uno de los

principales desafíos la remoción del

primero de estos compuestos [1] .

En la publicación “Vulnerabilidad del

agua subterránea frente a la actividad

minera y prevención de la generación de

aguas ácidas de mina” [2] hace referencia

al agua como elemento fundamental en la

formación de aguas ácidas de mina, en

presencia de aire y bacterias, actúa como

reactivo en la oxidación de la pirita, la

cual se encuentra tanto en el mineral,

como en la roca encajonante. Es muy

frecuente, dice, que el material de

desmonte, carente de mineral económico,

esté compuesto por importantes

porcentajes de sulfuros de fierro como la

pirita. Este desmonte generalmente es

acumulado en las bocaminas y botaderos,

y es además el principal constituyente de

los relaves.

Para controlar la generación de aguas

ácidas en las minas, es casi imposible

erradicar la pirita, por lo que es preferible

manejar el ingreso de agua y aire a las

labores mineras, con lo cual puede

reducirse drásticamente el problema.

Existen técnicas preventivas basadas

principalmente en el manejo del agua, las

cuales están referidas a lo siguiente:

• Desvío de aguas superficiales y

subterráneas.

• Sellado con arcilla, compactación del

relleno e impermeabilización de la

superficie de escombreras y relaves.

• Manipulación de la cobertura y

colocación de lechos de caliza.

158

• Inhibición bacteriana mediante

bacterias, detergentes aniónicos,

sustancias orgánicas conservantes, e

inyección alcalina.

Aunque se sabe que los elementos

esenciales para la formación del agua

ácida de mina son el agua, el aire, las

bacterias y la pirita, no existe todavía

ningún método estandarizado para

reducir la producción de estos efluentes

ácidos de mina.

2. SITUACIÓN DE CHILE [3,4]

Actualmente, el 70% de mineral de

Codelco proviene de minas a rajo abierto

y sólo el 30% de subterráneas; sin

embargo, la producción futura de

Codelco en el mediano plazo provendrá

mayoritariamente de minas subterráneas.

En efecto, los proyectos Mina

Chuquicamata Subterránea, en 2018, y

Nuevo Nivel Mina El Teniente, en 2017,

contribuirán a invertir la actual relación

entre producción a rajo abierto y bajo

tierra

2.1 Chuqui Subterránea

Sergio Olavarría, director de Ingeniería

del Proyecto Mina Chuquicamata

Subterránea (PMCHS), que se encuentra

en etapa de factibilidad (ingeniería

básica), explicó que éste “sustenta el

futuro de largo plazo del distrito norte,

por cuanto el proyecto tiene una vida en

torno a 50 años”. Con 1.700 millones de

toneladas de reservas y una ley de cobre

de 0,7%, Chuquicamata Subterránea “es

un proyecto de mañana”, aseveró

Olavarría, porque si bien el rajo dejará de

operar el año 2018, ya el próximo año


2011 deberá iniciarse la construcción de

túneles para Chuquicamata bajo tierra.

“Los ojos del mundo minero están

puestos en este proyecto, porque es la

primera vez en el mundo que se hace un

cambio de método –de rajo a mina

subterránea- de esta envergadura”, dijo

Olavarría, recordando el caso de Palabora

(Sudáfrica), tanto menor.

La inversión total estimada asciende a

US$ 2.000 millones y las dotaciones se

estiman en un máximo de 4.000

personas, tanto para la construcción del

proyecto como para la operación. El peak

de producción asciende a 380 mil

toneladas anuales.

En materia ambiental, el PMCHS es

altamente positivo, toda vez que elimina

en 90% las emisiones de polvo de la

explotación a rajo abierto.

2.2 Nuevo Nivel Mina para El Teniente

“El desafío es abrir una mina debajo de la

mayor mina subterránea del mundo”,

afirmó el gerente del proyecto Nuevo

Nivel Mina (NNM), Jorge Revuelta,

quien señaló que el yacimiento posee

reservas por 2.400 millones de toneladas,

con una ley de 0,84%.

El ejecutivo explicó que el proyecto -que

también se encuentra en fase de

factibilidad, hasta noviembre próximo-

permitirá mantener la capacidad de El

Teniente en las actuales 130 mil

toneladas por día, “pero deja abierta la

159

opción, el año 2024, de iniciar las obras

necesarias para llegar a producir 180 mil

toneladas diarias”.

Con una inversión total estimada de US$

1.650 millones y el desafío de ubicarse

en el primer cuartil de costos de la

industria, las principales obras de NNM

son una rampa de conexión con la mina

actual, plataforma de inicio, túneles de

acceso de personal y de correa de

transporte, sala de chancado y un camino

de acceso de 17 kilómetros, que reducirá

en forma importante los tiempos de viaje.

El proyecto incorporará tecnología de

automatización de procesos y monitoreo

a distancia, reduciendo la exposición de

trabajadores a riesgos laborales.

3. GENERACIÓN DE AGUAS

ÁCIDAS

Las aguas ácidas se originan por la

oxidación espontánea de piritas y otros

sulfuros asociados a ellas en presencia de

agentes oxidantes enérgicos (O2 y Fe 3+ ).

Este hecho es característico de las

explotaciones de menas metálicas,

carbones, uranio y en general, de

cualquier explotación cuyas escombreras

sean ricas en sulfuros.

La Figura a continuación muestra los

principales aspectos de la generación de

aguas acidas de mina [5] .


En una primera etapa se genera acidez y

rápidamente se neutraliza en las etapas

iniciales cuando la roca que contiene

minerales sulfurados es expuesta al

oxígeno y al agua. El drenaje de agua es

casi neutro.

Es fundamentalmente un período de

oxidación electroquímica. El oxígeno es

el oxidante principal, al producir sulfato

y acidez a partir de la oxidación de los

minerales sulfurados.

Los minerales carbonatados, como la

calcita (CaCO3) presente en la roca,

neutralizan esta acidez y mantienen

Figura 1. Etapas en la generación del drenaje ácido.

160

condiciones que van de neutras a

alcalinas (pH >7) en el agua que fluye

desde la roca.

La oxidación electroquímica del hierro

ferroso es rápida a un pH igual o superior

a 7 y el hierro férrico se precipita de la

solución como un hidróxido. La

velocidad de oxidación electroquímica de

la pirita es relativamente baja, comparada

con las etapas posteriores de oxidación,

ya que el hierro férrico no contribuye

como oxidante. En esta etapa, el agua de

drenaje se caracteriza generalmente por

niveles elevados de sulfato, con pH

cercano al neutro.


En una segunda etapa y medida que

continúa la generación de ácido y se

agotan o se vuelven inaccesibles los

minerales carbonatados, el pH del agua

disminuye y el proceso se encamina

hacia su segunda etapa. Cuando el pH

del microambiente disminuye por debajo

de 4,5 ocurren reacciones de oxidación

tanto electroquímica como biológicas. A

medida que la velocidad de generación

de ácido se acelera en las etapas II y III,

el pH disminuye progresiva y

gradualmente.

Los niveles de pH relativamente

constantes representan la disolución de

un mineral neutralizante que se vuelve

soluble a ese nivel de pH. Si la oxidación

continúa hasta que se haya agotado todo

el potencial de neutralización, se

presentarán valores de pH alrededor de

2.5. A estos pH el Fe(III) no precipitará

como hidróxido y por lo tanto se

mantendrá en solución, actuando en las

reacciones de oxidación indirecta.

Ya en una tercera etapa, y a medida que

los minerales alcalinos se consumen, se

produce acidez a mayor velocidad que

alcalinidad, el pH se vuelve ácido. Las

reacciones dominantes se transforman de

oxidación electroquímica a

principalmente oxidación biológicamente

catalizada. De las reacciones de

oxidación sulfurosa, se produce hierro

ferroso, que se oxida biológicamente y se

convierte en hierro férrico. Este, a su

vez, reemplaza el oxígeno como el

oxidante principal.

En esta etapa, la velocidad de oxidación

es considerablemente más rápida que en

la Etapa I. El descenso del pH

incrementa la velocidad de oxidación con

un aumento de velocidades de 10 a un

161

millón de veces más que aquéllas

generadas por oxidación electroquímica.

En esta etapa, el agua de drenaje es

generalmente ácida, caracterizada por

sulfatos y metales disueltos en

concentraciones elevadas. El hierro

disuelto se presenta como hierro ferroso

y férrico

En algún momento en el futuro, décadas

y –posiblemente- siglos después del

inicio de la generación de estos ácidos, la

velocidad disminuirá con la oxidación

completa de los sulfuros más reactivos y

el pH se incrementará hasta que la roca

se torne sólo ligeramente reactiva y el pH

del agua de drenaje no sea afectado.

El tiempo para cada etapa sucesiva puede

variar de un período de días a cientos de

años, dependiendo de los factores que

controlen la generación de ácido.

La oxidación del ión ferroso ocurre en

principio con y sin acción bacteriana. A

medida que baja el pH, se incrementa la

importancia relativa de la actividad de las

bacterias, entre las que destaca la

Thiobacillus ferrooxindans. Por debajo

de pH=3-4, sólo se produce la oxidación

bacteriana.

El principal problema relacionado con el

drenaje ácido de minas es su afección a

los suelos y las aguas superficiales y

subterráneas. Además de la modificación

del pH, el carácter ácido de estas aguas

conlleva una mayor capacidad para poner

en disolución metales (hierro,

manganeso, arsénico, cobre, cinc, níquel,

etc.). El resultado puede ser una

degradación extrema del ecosistema

acuícola o la imposibilidad de uso de las

aguas para abastecimiento, no solo

urbano sino incluso industrial, dado el


carácter corrosivo que presentan sobre

estructuras metálicas y de hormigón.

La figura que se muestra a continuación

muestra un aspecto real de contaminación

de aguas por drenaje ácido.

Figura 2. Contaminación de aguas por

drenaje ácido.

4. CONTROL Y PREVENCIÓN DE

LA CONTAMINACIÓN DE AGUAS

El problema de generación de aguas

ácidas de mina puede enfocarse desde

dos perspectivas: prevención y

tratamiento. En este trabajo abordaremos

el tema de la prevención.

Las técnicas de prevención tratan de

evitar que se den las condiciones que

propician la oxidación de los sulfuros, lo

cual se consigue básicamente por tres

posibles vías:

Barreras aislantes.

Métodos químicos.

- Inhibición bacteriana.

4.1 Barreras aislantes

Se pueden citar la revegetación de

terrenos y las barreras frente al agua y el

oxígeno. El acondicionamiento y

162

revegetación mitiga la llegada de agua y

oxígeno a los sulfuros, conociéndose

casos en los que se reduce hasta en un

50% la generación de aguas ácidas. Se

trata por lo tanto de un método de

atenuación del problema.

Las barreras frente al agua pasan por la

impermeabilización de la superficie y los

taludes de las escombreras. Normalmente

es necesario además regularizar las

pendientes para disminuir la erosión. Los

materiales utilizados para el cubrimiento

son diversos: arcillas, tierras

compactadas, láminas sintéticas etc. La

arcilla, cuando se dispone

convenientemente y las láminas

sintéticas, son los materiales que más

garantías ofrecen como

impermeabilizantes, siendo inferior el

coste de la primera.

La Figura a continuación muestra la

instalación de barreras de escurrimiento

para prevenir la acción de aguas acidas.

Figura 3. Barreras protectoras para evitar

escurrimiento de aguas acidas.

Adicionalmente y según la configuración

orográfica en el entorno de la

escombrera, puede ser necesario el

practicar y mantener canales de guarda

(perimetrales), con el objeto de que las


aguas de escorrentía que fluyan desde las

laderas colindantes no entren en contacto

con los residuos.

Aparte de lo anterior (una

impermeabilización eficaz también aísla

el residuo del aire) el aislamiento

respecto al aire se consigue

fundamentalmente mediante lámina de

agua. Este método se aplica en las balsas

y presas de residuos, así como en

explotaciones abandonadas, tanto a cielo

abierto como subterráneas, si bien en este

caso no cabe hablar de método aplicado

sobre residuos. Considerando la primera

de las reacciones anteriormente señaladas

en la generación del drenaje ácido, se

comprueba que el agua y el oxígeno son

necesarios para desencadenar el proceso.

La inmersión de los residuos bajo lámina

de agua tiene por objeto aislar a los

sulfuros del contacto con el oxígeno

atmosférico y para conseguir tal fin, se

precisa que no exista renovación (flujo)

de las aguas en contacto con los residuos.

Inicialmente, el oxígeno disuelto en el

agua reaccionará con los sulfuros según

las reacciones ya expresadas. El consumo

de este oxígeno, la ausencia de

renovación y la baja difusividad de este

elemento en el agua, determinan el

establecimiento de un ambiente anóxico

en el entorno de la masa de sulfuros que

impide el avance del proceso.

4.2 Métodos químicos

Entre los métodos químicos para

combatir la generación de aguas ácidas

destacan la adición alcalina y la adición

de fosfatos.

El efecto de la adición alcalina es triple;

por una parte, se consigue en mayor o

menor medida la neutralización de las

163

aguas ácidas producidas. Por otra parte,

las bacterias que oxidan el hierro

precisan de un ambiente ácido para

desarrollar su función. Además de lo

anterior, a niveles de pH cercanos a

neutro, se favorece la precipitación del

hierro férrico, dando lugar a una pátina

de recubrimiento sobre la superficie de

los sulfuros que dificulta su ulterior

oxidación.

A estos efectos, se utilizan generalmente

sustancias como el hidróxido sódico

(Na0H), roca caliza (CO Ca), cal (CaO,

3

Ca(OH) ) y carbonato sódico (Na CO ).

2 2 3

La disposición de estos compuestos

alcalinos puede llevarse a cabo

interestratificándolos con los materiales

de la escombrera o mezclados con ellos.

Pueden igualmente colocarse como

material de cubrimiento, facilitando la

revegetación de la superficie de la

escombrera si se ha contemplado la

misma y es conveniente en todo caso,

mezclar compuestos alcalinos de

diferente solubilidad, de suerte que se

procure una adición de álcalis continua

en el tiempo.

El aporte de fosfatos en escombreras que

contengan sulfuros, propicia la formación

de fosfatos de hierro insolubles, lo que

disminuye el hierro férrico disponible y

ralentiza el proceso general de oxidación

de la pirita.

4.3 Métodos de inhibición bacteriana.

En esencia se trata de inhibir la actividad

de la bacteria Thiobacillus ferrooxidans,

responsable en gran medida del proceso

de generación de aguas ácidas. Esta

inhibición se aborda mediante la

aplicación a la masa de residuos de


surfactantes aniónicos o ácidos

orgánicos.

Entre los primeros destaca el Sodio

Lauril Sulfato (SLS), que se administra

diluido mediante irrigación de las

escombreras. Este compuesto ha

mostrado ser muy eficaz, pero con un

margen temporal de acción muy limitado

(meses).

Para conseguir efectos de mayor

duración, superiores a cinco años, se han

desarrollado bactericidas de efecto

retardado, que consisten en pellets o

pastillas de tamaño centimétrico y

constan de una matriz polimérica, un

agente activo y otros compuesto

químicos que se disuelven

paulatinamente, percolando en la masa de

residuos y creando un efecto continuo en

el tiempo.

5. DISCUSIÓN

El Drenaje Ácido de Minas (AMD) es un

fenómeno recurrente en la minería de hoy

y que puede causar problemas graves en

la disolución de metales pesados y

contaminar aguas abajo los efluentes

liquidos. Este fenómeno se torna más

nocivo cuando la contaminación alcanza

efluentes naturales utilizados para

regadío y mantención de predios

agrícolas. Los metales pesados

arrastrados son captados por las plantas

(legumbres, frutas) que posteriormente

son ingeridas por los animales y seres

humanos en particular, siendo estos

metales acumulativos en el organismo

vivo, produciendo graves alteraciones de

salud, cáncer entre otras.

Sin embargo el Drenaje Ácido es hoy

mucho más manejado que antes, y por de

164

pronto si se toman las precauciones del

caso, puede minimizarse largamente su

efecto. Hoy existen tecnologías que

permiten controlarlo de tal manera que

sus efectos sean mínimos.

Conviene citar en esta presentación el

caso de la minera El Teniente de

Codelco-Chile, que teniendo un problema

de drenaje ácido al interior de su mina

subterránea, supo revertir una situación

negativa y transformar un problema en

un fenómeno rentable que agrega valor a

la empresa. En efecto, constatada la

presencia de soluciones acidas

permanentes al interior de las

instalaciones, y como producto del

escurrimiento natural por la humedad

asociada al lugar en que se encuentran los

recursos, esto es en la alta cordillera, se

comenzó a canalizar adecuadamente

estos efluentes para posteriormente

recuperar los metales valiosos,

particularmente el cobre.

Hoy se ha optado incluso por agregar

artificialmente agua en la época estival,

para contar con un flujo permanente de

solución conteniendo los metales a

recuperar. Es una forma positiva de ver

un problema ambiental que podría ser

muy negativo.

La situación de drenaje ácido pasa en

primera instancia por una buena

caracterización de la situación para

posteriormente optar por diferentes

alternativas, las que podrían ser

minimizar el efecto de cada uno de los

reactivos participantes y detener la

generación, o, al estilo de lo realizado en

El Teniente, optar por una recuperación

de los metales disueltos, lo que dara aún

más valor a la operación minera.


AGRADECMIENTOS

Los autores participantes en esta

publicación, agradecen el soporte de la

Red MASyS para la participación en la

reunión de Oruro, que permitirá generar

redes mayores de contacto para

REFERENCIAS

165

desarrollar una minería subterránea

sustentable.

[1] CADORIN, LUCIANA et al. Avances en el Tratamiento de Aguas Ácudas de Minas.

Scientia et Technica Año XIII, No 36, Septiembre de 2007. Universidad Tecnológica de

Pereira. ISSN 0122-1701.

[2] TOVAR PACHECO, JORGE A. Revista Latino-Americana de Hidrogeología, Nº.3,

p.99-109.

[3] http://chile-hoy.blogspot.com/2010/04/

mineria-subterranea-pilar-del-futuro-de.html

[4] Residuos Mineros, Ingeniería ambiental 2006-07, Programa Operativo Integrado de

Andalucía (Marco FEDER 2000-2006).

[5] ESCOBAR, BLANCA. Curso Ingeniería Ambiental.


166


CONTROL DE LAS AGUAS DURANTE LA

EXPLOTACIÓN MINERA SUBTERRÁNEAS EN

CUBA

CONTROL O DAS AGUAS DURANTE A

EXPLORAÇÃO MINEIRA SUBTERRÁNEA EM

CUBA

* DIOSDANIS GUERRERO ALMEIDA

** ARMANDO CUESTA RECIO

* Doctor en Ciencias Técnicas. Ingeniero en Minas. Profesor Auxiliar del Departamento de Minas

del Instituto Superior Minero Metalúrgico de Moa “Dr. Antonio Núñez Jiménez”. Las Coloradas

S/N. Moa. Holguín. Cuba. CP: 83329. Telef.: (53) (24) 60- 6678. Fax. (53) (24) 60-8190. e-mail:

dguerrero@ismm.edu.cu; dguerrero2006@yahoo.es

** Doctor en Ciencias Técnicas. Ingeniero en Minas. Profesor Asistente del Departamento de Minas

del Instituto Superior Minero Metalúrgico de Moa “Dr. Antonio Núñez Jiménez”. Las Coloradas

S/N. Moa. Holguín. Cuba. CP: 83329. Telef.: (53) (24) 60- 6678. Fax. (53) (24) 60-8190. e-mail:

acuesta@ismm.edu.cu

RESUMEN

El presente trabajo está relacionado con el tratamiento que reciben las aguas que

dificultan la explotación minera subterránea en Cuba. Forma parte de un grupo de

investigaciones que reflejan la necesidad de ejecutar acciones encaminadas a

mitigar la contaminación ambiental producida por la pequeña y mediana minería.

Para su realización fue necesario el uso de métodos observacionales y

experimentales, a partir del uso de tecnologías y equipos multidisciplinarios.

Para darle cumplimiento a los objetivos propuestos, se aplicó una metodología de

trabajo dirigida a la búsqueda de información, visitas a minas activas e inactivas,

túneles hidrotécnicos, trabajos de campo, análisis y procesamiento de los

resultados; con lo cual se pudo determinar las alternativas aplicadas para mitigar el

impacto ambiental ocasionado por la irrupción del agua en los frentes de extracción

minera, así como garantizar una mayor seguridad durante el laboreo de los

yacimientos estudiados.

Palabras claves: tratamiento de las aguas subterráneas, explotación minera

subterránea.

167


RESUMEM

O presente trabalho está relacionado com o tratamento que recebem as águas que

dificultam a exploração mineira subterrânea em Cuba. Forma parte de um grupo de

investigações que mostram a necessidade de executar ação encaminhada a

caracterizar a contaminação ambiental produzida por a pequena e meios mineiras.

Para sua realização foi necessário o uso de métodos observativos e experimentados,

a partir de uso de tecnologia e equipamentos multidisciplinares.

Para dar o comprimento aos objetivos propostos, se aplica uma metodologia de

trabalho dirigida a procura de informação, visitas as minas ativas e inativas, túneis

hidrotécnicos, trabalhos de campos, análises e processamentos de resultados, com o

qual se pode determinar as alternativas aplicadas para caracterizar o impacto

ambiental ocasionado por irrupção de águas em frente de extração mineira, assi

como garantir uma maior segurança durante sua elaboração de xazijo estudados.

Palavras chaves: tratamentos de águas subterrâneas, exploração mineira.

1. INTRODUCCIÓN

En la región oriental de Cuba, se

localizan una serie de excavaciones

mineras relacionadas con la explotación

de yacimientos metalíferos y no

metalíferos, así como el traslado de

grandes cantidades de agua procedentes

de las cuencas hidrográficas ubicadas en

dicha zona montañosa. Estas

excavaciones generalmente se laborean al

nivel del acuífero o por debajo de éste, en

un macizo rocoso constituido en su

mayor parte por rocas básicas y

ultrabásicas, específicamente gabros,

harzburgitas y peridotitas, con algunas

intercalaciones de rocas de formaciones

calcáreas, Cuesta, (2011).

El intenso agrietamiento y la presencia de

varias fallas en el macizo, facilitan la

circulación de agua por el interior de

estas obras, a la vez que la topografía del

terreno favorece un abundante

escurrimiento superficial. La

combinación de ambas características en

las áreas donde se laborean, condiciona la

existencia de zonas susceptibles a la

168

inestabilidad por infiltración del agua y,

unido a ello, la ocurrencia de

inundaciones parciales y derrumbes, por

la pérdida de resistencia de las rocas o

por el lavado del relleno de las grietas.

En investigaciones realizadas en minas

activas e inactivas, así como en túneles

hidrotécnicos de esta región, se han

detectado algunas zonas inestables,

asociadas a la presencia de agua, que

constituyen áreas de riesgo y no fueron

detectadas previamente durante la etapa

de exploración geológica.

Estudios recientes abalan la aplicación de

métodos para implementar el control de

las aguas subterráneas. Un primer grupo

está relacionado con el diseño y

construcción de excavaciones mineras

para la evacuación o expulsión al

exterior de las aguas que afectan el

laboreo minero, lo cual sirve como

mecanismo regulador de este fenómeno,

(Guerrero, 2011).


Otros métodos sugieren previamente la

delimitación de zonas susceptibles por la

infiltración del agua en la traza de las

excavaciones, o en su área de influencia,

lo cual permitiría la implementación de

técnicas eficaces para el control de las

afectaciones que por esta causa se

produjeran en las excavaciones.

Aunque la mayoría de ellos se apoyan en

la aplicación de Sistema de Información

Geográfica (SIG) y otras herramientas

cartográficas, centran su atención en la

estabilidad y la excavabilidad del macizo,

pero no consideran soluciones para

controlar los problemas relacionados con

la circulación del agua a corto ni a largo

plazo.

Estos y otros temas son los explicados en

el presente trabajo, el cual está

relacionado con mostrar el tratamiento

que reciben las aguas que dificultan la

explotación minera subterránea ubicadas

en la zona oriental del norte de Cuba.

2. INFORMACIÓN GENERAL

SOBRE LA REGIÓN

La región oriental de nuestro país ocupa

una superficie total de 36617,3 Km 2 , lo

que representa el 33,03 % del territorio

nacional. Su gran variabilidad geológica,

así como ubicación en nuestro

archipiélago, ha posibilitado la formación

de yacimientos minerales de diversos

tipos, tanto metálicos como no metálicos

y tanto endógenos como exógenos, los

que presentan marcadas regularidades

espacio-temporales en su distribución,

respondiendo a la zonación tectónica; de

ahí que se considere desde el punto de

vista geológico como un macizo

heterogéneo, (ver Figura 1).

169

GOLFO DE

GUACANAYABO

MAR CARIBE

OCEANO ATLANTICO

BAHÍA DE NIPE

Figura 1. Geología general de la región

oriental de Cuba, (NANC, adaptado por

Guerrero, 2003).

En las rocas básicas y ultrabásicas de

dicha región aparecen yacimientos de

cromo, cobre, y oro disperso en

listvanitas. En la Región Nipe-Cristal-

Baracoa se desarrollan yacimientos

exógenos de lateritas de hierro, niquel y

cobalto, formados en las cortezas de

intemperismo jóvenes a partir de las

ultrabasitas serpentinizadas. Las más

características y que presentan una de las

mayores reservas de Níquel en menas

silicatado-oxidadas a nivel mundial.

Los complejos de los arcos volcánicos

(Cretácico y Paleógeno) incluyen

yacimientos de stock-work de cobre,

manganeso, así como pequeños

yacimientos de hierro en skarns; vetas

auríferas y mineralización diseminada de

cobre y molibdeno (cobre porfírico).

Los yacimientos de skarn de hierro se

formaron en las zonas de excontacto, y el

cretácico superior en menor grado,

mientras que los yacimientos de otros

tipos mencionados fueron formados

como consecuencia de la intrusión de

diques de composición ácida y media,

ocurrida durante la fase orogénica del

eoceno medio Superior. Ejemplo de


estos, son los yacimientos de manganeso,

asociados a las rocas vulcanógenosedimentarias

del arco vulcanopaleogénico

ubicados en la región.

Los yacimientos de minerales no

metálicos se presentan no sólo en los

depósitos del margen continental, sino en

otras zonas estructuro-faciales. Son

típicos de esta zona los yacimientos de

caolín ubicados en la provincia de Las

Tunas y feldespatos de Holguín. En

numerosos lugares existen rocas

vulcanógeno-sedimentarias de los arcos

volcánicos que presentan alteraciones y

condujeron a la formación de

yacimientos de zeolitas, tales como los de

la provincia de Santiago de Cuba.

Los depósitos de minerales no metálicos

se encuentran en todas las zonas

estructuro-faciales de la región oriental,

donde aparecen yacimientos y

manifestaciones de mármol, rocas

ornamentales, materiales de

construcción; así como otras rocas

ultrabásicas empleadas con el mismo

propósito. Las calizas y otras rocas

carbonatadas localizadas en esta zona, se

emplean en gran medida para la

construcción y como materia prima para

la producción de cemento en las 5

provincias orientales.

Elemento característico de esta zona lo

constituye además su red fluvial,

determinada por la influencia de

diferentes factores físicos-geográficos,

tales como las precipitaciones, las

condiciones geomorfológicas y

geológicas, la cubierta vegetal, las

propiedades hidro-físicas de los suelos,

entre otras.

Las zonas bajas y pantanosas de la región

oriental se localizan principalmente,

170

hacia la costa oeste de la provincia

Granma presentando anchos variables

que no exceden unos cuantos kilómetros

y su alimentación generalmente proviene

no solo de las precipitaciones y los ríos

que en esta desembocan, sino también del

escurrimiento subterráneo de zonas

aledañas.

La mayoría de los ríos presentes en esta

región no son caudalosos, (ver Tabla 1).

El volumen de agua que transportan es

muy irregular y en consecuencia, sus

niveles varían mucho en el transcurso del

año; durante el período de las lluvias

aumentan su caudal produciendo a veces

peligrosas inundaciones, en las estaciones

de sequía, su flujo disminuye

considerablemente en muchos casos.

Tabla 1. Parámetros morfométricos de

algunos ríos ubicados en la región oriental,

(NANC, adaptado por Guerrero, 2003).

Ríos

Área de

la

cuenca,

(Km 2 ).

Longitud

del cauce

principal

(Km)

Ancho

medio

de la

cuenca

(Km).

Manatí 70,0 28,0 2,50

Cacoyugüin 240,0 46,0 5,22

Tacajó 620,0 54,0 11,50

S. de Tánamo 1174,0 89,0 13,20

Toa 1053,0 118,0 8,92

Sevilla 743,0 92,0 8,08

Jobabo 606,0 66,1 8,85

Cauto 8969,0 343,0 26,10

Salado 2285,0 120,0 19,0

Guaninicún 640,0 56,0 11,40

Contramaestre 958,0 92,0 10,40

Bayamo 690,0 115,0 8,50

Buey 531,0 90,0 5,90

Guá 906,0 75,0 12,10

Turquino 113,0 19,0 5,95

Guantánamo 1221,0 98,0 12,50

Yateras 667,0 76,0 8,78

La distribución pluvial es uno de los

factores más importantes en la

determinación del régimen de los ríos

cubanos. La configuración del relieve y

el tipo de roca que lo constituye, también


ejercen influencia en la desigual

distribución del escurrimiento de las

aguas superficiales (ejemplo, el Toa, de

la provincia de Guantánamo); de un área

montañosa de rocas duras, igneas y

metamórficas, de poca permeabilidad, lo

que se une al hecho de que su cuenca

recibe grandes lluvias, todo lo cual da por

resultado que sea el río más caudaloso de

Cuba. Sin embargo, el río Cauto ubicado

en la provincia de Santiago de Cuba y

Granma, posee una cuenca 8 veces mayor

y su caudal es menor, (ver Tabla 2).

Tabla 2. Cuencas hidrográficas existentes en

la región oriental de interés nacional, ONE-

AMA, adaptado por Guerrero, (2003).

Cuenca

Extensión

Superficial

(Km 2 )

Población

(Mhab)

Cauto 9540,0 1167,4 652

Gtmo-

Guaso

2347,0 410,0 78

Toa 1061,0 12,4 29

Focos

contam.

(U)

Por lo general, parte del agua que cae

sobre el suelo se infiltra por las

porosidades de las rocas y forma las

cuencas y depósitos subterráneos, las que

abastecen a las corrientes fluviales aún en

el período seco y afectan en gran medida

el laboreo de los yacimientos minerales

ubicados en la región.

3. CUESTIONES GENERALES

SOBRE LA EXPLOTACIÓN

MINERA DE LA REGIÓN

Desde épocas precolombinas, esta región

ha sido explotada por diversas compañías

171

mineras nacionales o extranjeras. En cada

uno de estos yacimientos se aplicaron o

se están aplicando modos de explotación

a cielo abierto, subterráneo o combinados

según corresponda. De acuerdo a las

características físico-mecánicas del

macizo, la tecnología aplicada en cada

caso está relacionada con la utilización

de maquinaria y explosivos para el

desarrollo de los procesos productivos

principales y auxiliares de las minas.

Estas compañías en su gran mayoría se

han encontrado con la presencia de agua

durante la explotación de los yacimientos

antes mencionados. Actualmente

encontramos más me 150 minas activas e

inactivas que así lo demuestran, (ver

Figura 2).

Figura 2. Ubicación geográfica de las

principales minas de la región oriental de

Cuba, (Guerrero, 2003).

Como característica distintiva de estas

minas se señala la presencia de agua en

muchas de sus excavaciones, las cuales

se tuvieron que fortificar para garantizar

la seguridad de los trabajos mineros, (ver

Figura 3).


Figura 3: Derrumbe en excavaciones

mineras subterráneas donde está presente el

agua, ECM, (2009).

Según Cuesta (2011), este factor ha

provocado numerosas afectaciones al

macizo rocoso, entre las cuales se

señalan:

• Perdida de estabilidad de la

excavaciones.

• Problemas con la calidad de las

voladuras.

• Costos adicionales para el tratamiento

de las filtraciones.

• Atraso del cronograma de ejecución y

puesta en explotación.

• Afectación por exceso de húmeda de

los recursos existentes en las obras.

• Degradación de las propiedades de las

rocas y cambio en sus características

(deterioro).

• Disminución del periodo de

mantenimiento.

• Afectación al medio ambiente.

• Afectación a la salud humana.

• Aumento de los costos generales


Como parte de las alternativas utilizadas

para mitigar dichos problemas y con ello

mantener un control de las aguas durante

la explotación minera subterráneas en

esta región, se han puesto en práctica

172

numerosas alternativas agrupadas en dos

métodos fundamentales:

• Laboreo de excavaciones auxiliares

para el desagüe de los frentes de

arranque.

• Utilización de software, para delimitar

las zonas susceptibles por la infiltración

del agua en la traza de las excavaciones,

o en su área de influencia.


A continuación se explican cómo se

aplicaron cada uno de ellos en esta región

minera cubana.

4. LABOREO DE EXCAVACIONES

AUXILIARES PARA EL DESAGÜE

DE LOS FRENTES DE ARRANQUE

Durante la explotación minera

subterránea de los yacimientos asociados

a minerales metálicos, (cobre, cromo,

hierro, etc.), de la región oriental, los

frentes de extracción se han visto

afectados por la presencia de grandes

volúmenes de agua.

Ejemplo de lo anterior lo constituye la

mina subterránea “Merceditas”, ubicada

en el noreste de la provincia de Holguín,

y cuya producción anual superaba las 40

000 Ton de cromo refractario.

Al realizar un análisis de esta zona

geográfica se aprecia que la red

hidrográfica en la cual está enclavada la

mina, está bien desarrollada, representada

por el río Jaragua y algunas cañadas, las

que drenan en épocas de extensas lluvias,

aunque permanecen secas en épocas del

año de escasas precipitaciones, a su vez

este río es el afluente del río Jiguaní.

Desde el punto de vista hidrogeológico,

las condiciones del yacimiento son

sencillas, ya que las rocas que se

encuentran en el mismo son acuíferas.


Estas se corresponden con el tipo de

litología presente, lo que permite afirmar

que la presencia de agua en las obras se

producía por manantiales presentes en las

zonas fracturadas. Las aguas presentes en

la mina son de baja mineralización,

0.1g/L, su pp es ligeramente básico entre

7.5 - 7.8, clasificándose como aguas

hidrocarbonatadas magnésicas e

hidrocarbonatadas cloruradas. Los

mayores gastos medios corresponden con

las épocas de mayores precipitaciones,

llegando hasta 1.5g/L (126 m 3 /días).

Teniendo en cuenta estos elementos y el

incremento del agua en las excavaciones

mineras, producto a la irrupción en la

mina del río Jaragua como resultado de

un deslizamiento de la ladera de la

montaña, fue necesario el diseño y

construcción de un socavón auxiliar de

desagüe ubicado por debajo de la cota del

socavón principal de transporte M-1, (ver

Figura 3).

Figura 3. Plano general de la mina

“Merceditas”, Guerrero, (2005).

Con esta variante se logró incorporar al

río Jaragua el agua que penetraba a la

mina así como disminuir los riesgos

producidos por su afluencia en los frentes

de arranque. De esta manera, a este

173

caudal se sumaban además aquellas

provenientes de los mantos freáticos que

eran atravesados por las perforaciones

durante el laboreo minero.

5. UTILIZACIÓN DE SOFTWARE,

PARA DELIMITAR ZONAS

SUSCEPTIBLES POR LA

INFILTRACIÓN DEL AGUA

Esta variante fue aplicada en túneles

hidrotécnicos de esta región, para

seleccionar los métodos idóneos de

impermeabilización e incrementar la

estabilidad del macizo rocoso. Estas

excavaciones presentan una longitud de

más de 700 m y sección transversal

ovoidal, altura que oscilan entre 5-6 m y

ancho de 6-6,50 m; el arranque de la roca

se realiza por perforación y voladura.

Para delimitar las zonas susceptibles a la

inestabilidad por infiltración en cada

túnel, se aplicaron los métodos de

análisis geomecánico de macizos rocosos

RQD de Deere y Jv de

Palmström,Palmström (1982); Hoek

(2007), fundamentalmente, se

combinaron con estudios hidrogeológicos

básicos y con la cartografía digital.

5. 1 Obtención del Modelo Digital del

Terreno (MDT)

Para la aplicación de este método se

determinaron las características

orográficas, hidrográficas,

hidrogeológicas y tectónicas del área

objeto de estudio, con el fin de identificar

los rasgos morfológicos del relieve,

elevaciones, presencia de vaguadas y

ríos. Para ello, se utilizó un

levantamiento topográfico, a escala 1: 1

000, del área de influencia de cada túnel,

para obtener el modelo digital del terreno

(MDT) del área bajo el cual se diseñó la


obra. El MDT abarcó hasta 200 metros a

ambos lados, en dirección perpendicular

al eje de la excavación, con el fin de

determinar los rasgos morfológicos

alineados en el terreno que indican la

presencia de discontinuidades en el

macizo rocoso.

A partir de la rejilla creada con los datos

del levantamiento topográfico y

utilizando el método simplificado

propuesto por Moore et al. (1993), se

determinó la pendiente entre puntos y se

generó el mapa de pendientes. Se

confeccionó además un mapa de

vectores, a partir del gradiente entre

puntos y mediante la aplicación de la

primera derivada direccional a cada nodo

del modelo digital (Schwartz, 1974), con

el fin de obtener las direcciones

preferenciales del movimiento de las

aguas superficiales; para ello se utilizaron

los módulos Terrain Slope y Map Vector,

del Surfer, los que permiten obtener

información sobre la divergencia y

acumulación de flujos de aguas y la

susceptibilidad a procesos erosivos.

Se realizaron también trabajos de campo

para caracterizar las condiciones

geomecánicas y estructurales del macizo

rocoso, midiéndose así los elementos de

yacencia de discontinuidades, como

estratificación, agrietamiento, planos de

fallas, zonas de cizalla; se utilizaron

además datos de perforaciones

geológicas correspondientes a

investigaciones realizadas en el año 1991

por la Empresa de Investigaciones y

Proyectos Hidráulicos de Holguín.

Con la información recopilada de los

trabajos de campo y la digitalización de

algunos elementos tectónicos se generó el

mapa tectónico, el diagrama de roseta y

la representación estereográfica de las

174

discontinuidades del terreno. Los mapas

hidrogeológicos se crearon a partir de los

datos de permeabilidad, nivel del

acuífero y presión hidrostática de los

flujos subterráneos obtenidos mediante

mediciones y ensayos a presión o a partir

del coeficiente de permeabilidad.

5. 2 Determinación de las zonas

susceptibles

Para determinar las zonas susceptibles en

el eje del túnel y su área de influencia, se

empleó el método heurístico, en el cual, a

partir de la identificación de variables

que inciden en los procesos de

infiltración y control del agua se realiza

un análisis matricial de cada grupo

clasificado, Leroi (1996); Almaguer

(2005); Bonachea (2006), Cuesta, 2011,

(ver Tablas 3, 4, 5 y 6).

Tabla 3. Características de la superficie

(Matriz factor A).

Clase Descripción Susceptibilidad

Zonas de

I acumulación 1

II

III

IV

de aguas

Zonas de

pendientes (i)

entre 0 y 3%

Zonas de

pendientes (i)

entre 3 y 5%

Zonas con

pendiente (i) >

5%

0,6

0,3

Tabla 4. Características de la zona de falla

(Matriz factor B).

Clase Descripción Susceptibilidad

I

Zona triturada

(milonitas),

espaciamiento

< 20 mm

0

1


II

III

IV

Zona de muy

agrietada a

agrietamiento

medio (20 y

200 mm)

Zona poco

agrietada,

espaciamiento

entre 200 y

500 mm

Zona

agrietada,

espaciamiento

> 500 mm

0,6

0,3

Tabla 5 Características de la permeabilidad

(k, m/día) (Matriz factor A1)

Clase Descripción Susceptibilidad

I Rocas

fuertes

muy 1

II

permeables k

> 100

Rocas

fuertes

permeables k

10-100

0,75

III Rocas

permeables

agrietadas k

1-10

0,50

IV Rocas poco 0,25

V

permeables k

0,1-1

Rocas

prácticamente

impermeables

k 0,01-0,1

0

Tabla 6. Características del agrietamiento

(Matriz factor B1)

Clas

e

Descripción

Susceptibilid

ad

I

Zona triturada

espaciamiento<

1

0

175

II

III

IV

V

20 mm

Zona muy

agrietada

espaciamiento

20 y 100 mm

Zona de

agrietamiento

medio

espaciamiento(1

00 y 200 mm)

Zona poco

agrietada

espaciamiento

200 y 500 mm

Zona agrietada

espaciamiento

> 500 mm

0,75

0,50

0,25

Asimismo, para la superposición de los

mapas temáticos que contienen los

principales factores condicionantes de

susceptibilidad del túnel a fenómenos

relacionados con la presencia de agua se

procedió a partir de los factores

dinámicos o activos de la región.

5. 3 Delimitación de las zonas

susceptibles y creación de buffers

Para delimitar las zonas de

susceptibilidad se realizó en cada punto

de documentación la misma operación

efectuada entre las matrices y el valor Sv

obtenido para cada punto se representó

en un mapa. Posteriormente se trazaron

las isolíneas atendiendo a los valores

definidos en la escala de susceptibilidad.

Este proceso se realizó de forma semiautomatizada

con la ayuda de software

especializado como Surfer y ArceView.

Los atributos que definen cada zona se

sintetizan en un mapa conceptual (ver

Tabla 7).

0


Tabla 7. Mapa conceptual sintético

representativo de la escala de susceptibilidad

Rocas muy

permeables, k >100

m/día, el

espaciamiento entre

grietas debe ser

menor de 20 mm

aunque en

determinados casos

puede llegar a 100

mm, la pendiente de

la superficie (i) varía

entre 0 y 3%, la

situación más crítica

es cuando existen

zonas de acumulación

de agua (vaguada)

Rocas fuertes

permeables con

10100 m/día pero la

pendiente de la

superficie varía entre

3 y 5% o superior.

5. 4 Modelo Digital de Elevaciones (MDE)

El procesamiento e interpretación del MDE arrojó la siguiente información:

a)

Vaguada (V)

Cota de la superficie

topográfica

Eje del túnel.

Superficie topográfica

Eje del túnel

B

1 V

Dirección de las escorrentías

superficiales

(i) > 3%

Figura 4. Modelo digital de elevaciones en el área del túnel objeto de estudio, Cuesta, (2011).

b)

Línea que identifica la alineación

de las escorrentías superficiales.

B

2


La digitalización de los datos tectónicos

mostraron la existencia de más de 10

fallas que cortan al túnel, que el sistema

de fallas con dirección NE-SW son

posteriores a los sistemas NW-SE,

cortando estos últimos lo que provoca

zonas de intenso agrietamiento (ver

Figura 5).

Eje del

túnel.

Fallas

0 100 200

Figura 5. Distribución de las dislocaciones

tectónicas en el área del túnel.

A pesar de no existir evidencias de

actividad neotectónica en las estructuras

disyuntivas presentes en el área, sí

existen de antiguos movimientos

rumbodeslizantes en tres zonas, donde el

sistema NE desplaza las estructuras NS

(Figura 5); dos de estas zonas coinciden

con sistemas de escorrentía superficial,

por lo que se consideran de riesgo por

filtraciones de agua.

En la representación estereográfica se

constata además que las estructuras

disyuntivas manifiestan buzamientos

superiores a 45º, por lo que se clasifican

de alto ángulo; este último aspecto se

considera favorable con respecto al eje de

la excavación, sin embargo el

agrietamiento es desfavorable en

diferentes tramos.

177

Uno de los problemas relacionados con

las filtraciones en estas excavaciones está

condicionado por la posición relativa del

nivel del acuífero y la cota de la

excavación antes de iniciar el laboreo del

túnel; En la Figura 6 se observa que la

mayor parte del túnel se encuentra por

debajo del nivel acuífero, lo cual

favorece la infiltración del agua a la

excavación, el aumento de la presión de

poros y consecuentemente el

desprendimiento de bloques delimitados

por planos de grietas.

Superfic

ie

topográf

Figura 6. Ubicación del nivel del acuífero

por encima de la cota del túnel, en la etapa

de proyecto.

5. 5 Zonas susceptibles

Durante el estudio se pudo comprobar la

existencia de zonas demarcadas a partir

de los valores obtenidos de las

operaciones con las matrices de los

factores condicionantes. Las dimensiones

de los buffers demarcados sobre el eje del

túnel responden a valores de

permeabilidad entre 10 y 100 m/día y a

un agrietamiento que varía de cerrado a

moderado.

La Figura 7 muestra el grado de

trituración y deterioro de la roca en la

boca Este de uno de los túneles

hidrotécnicos presentes en la zona. En

esta se aprecia que en el techo del

emboquille, existe una falla que corta al

túnel y genera un alto grado de

trituración de las rocas, favoreciendo el


proceso de filtración y provoca

desprendimiento de bloques,

corroborando así los resultados obtenidos

de la combinación de mapas temáticos.

Plano de falla

Figura 7. Influencia de las estructura

geológica en la estabilidad del emboquille, la

flecha señala el plano de falla

5. CONCLUSIONES

1. El laboreo de excavaciones

auxiliares para el desagüe de los frentes

de arranque aunque no permite el

aprovechamiento integral del 100 % de

178

las aguas subterráneas, sin embargo,

constituye una alternativa más para

mejorar las condiciones del trabajo en la

minería subterránea.

2. Con la combinación de los

factores condicionantes de la

susceptibilidad a la inestabilidad,

inundación y pérdida de propiedades del

conjunto macizo-excavación por la

presencia de agua, determinados a partir

de estudios del macizos rocosos, y el

procesamiento digital de la información,

se implementó un Sistema de

Información Geográfica, que permitió

identificar cuatro zonas susceptible por la

acción combinada de las filtraciones de

agua y fenómenos geólogo-estructurales

en la región minera de del oriente

cubano.

REFERENCIAS

1. ALMAGUER, Y. 2005. Evaluación de la susceptibilidad del terreno a la rotura por

desarrollo de deslizamientos en el yacimiento punta gorda. Unpublished Tesis Doctoral,

ISMM, Moa, Cuba.

2. CUESTA RECIO, A., 2011. Procedimientos para elegir la técnica de control de las

filtraciones que afectan las excavaciones subterráneas. Tesis presentada en opción al título

de Doctor en Ciencias Técnicas. Facultad de Geología y Minería del ISMMM. Centro de

Información Científico Técnica. 100 Pág.

3. EMPRESA CROMO MOA “CMDTE. JUAN VITALIO ACUÑA NÚÑEZ”, 2009.

Cierre Final de Actividades Mineras. Ingeniería Básica, Centro de Proyectos del Níquel.

Moa, Holguín., 69 pág.

4. GUERRERO ALMEIDA D., R. GUARDADO LACABA Y R. BLANCO TORRENS,

2005. Propuesta metodológica para el diseño de Sistemas de Indicadores de Sostenibilidad

(SIS), en regiones mineras de iberoamérica. En: Agua, minería y medio ambiente. Libro


Homenaje al Profesor Rafael Fernández Rubio. [ISBN: 84-7840-574-7]. Editado en:

Instituto Geológico y Minero de España. Madrid, España. 2005. Pág.: 781-790

5. GUERRERO ALMEIDA D., 2003. Sistema de indicadores mineros para la explotación

sostenible de los yacimientos minerales. Tesis presentada en opción al título de Doctor en

Ciencias Técnicas. Facultad de Geología y Minería del ISMMM. Centro de Información

Científico Técnica. 257 P.

6. HOEK, E. 2009. Practical Rock Engineering. In A.A. Balkema (Ed.): RockScience.com.

7. LEROI, E. 1996. In Landslide hazard-Risk mapsx at different scales: objectives, tools

ans developments (Vol. I: pp.35-51). Trabajo presentado en: 7th. Int. Symp. on Landslices,

Trondheim.

8. LIPPONEN, A. 2006. Topographical, structural and geophysical characterization of

fracture zones: implications for groundwater flow and vulnerability. In O. Heikinheimo, V.-

M. Kerminen, J. Mattila & R. Laiho (Eds.), Monographs of the Boreal Environment

Research: www.environment.fi/publications

LIPPONEN, A., MANNINEN, S., NIINI, H., & RANKA, E. 2005. Effect of water and

geological factors on the long-term stability of fracture zones in the Päijänne Tunnel.

International Journal of Rock Mechanics & Mining Sciences, 42: 3-12.

179


180


TRATAMIENTO POR FLOTACIÓN DEL

DRENAJE ÁCIDO DE MINA GRANDE DEL

COBRE

TRATAMENTO MEDIANTE FLOTAÇÃO DA

DRENAGEM ÁCIDA DE MINA GRANDE DO

COBRE

BEATRIZ RAMÍREZ SERRANO*

ALFREDO LÁZARO COELLO VELÁZQUEZ **

JUAN MARÍA MENÉNDEZ AGUADO***

*Master en beneficio de minerales. Ingeniero en Metalurgia. Profesor Auxiliar del Departamento de

Metalurgia del Instituto Superior Minero Metalúrgico de Moa “Dr. Antonio Núñez Jiménez”. Las

Coloradas S/N. Moa. Holguín. Cuba. CP: 83329. bramirez@ismm.edu.cu.

**Doctor en Ciencias Técnicas. Ingeniero en Minas. Profesor Titular del Departamento de

Metalurgia del Instituto Superior Minero Metalúrgico de Moa “Dr. Antonio Núñez Jiménez”.

***Doctor en Ciencias Técnicas. Ingeniero en Minas. Profesor Titular del Departamento de Minas.

Campus Mieres. Universidad de Oviedo, España.

RESUMEN

Para el tratamiento del drenaje ácido de Mina Grande del Cobre ubicada en la provincia

cubana de Santiago de Cuba, se realiza un estudio en columnas de flotación con la

utilización del amilxantato de potasio como reactivo colector. La investigación se lleva a

cabo con el objetivo de demostrar la aplicabilidad de esta técnica en la descontaminación de

dichas soluciones residuales que en este momento constituyen un foco de contaminación

ambiental. Durante el desarrollo se utilizan métodos empíricos tales como las técnicas de

muestreo, la observación, la estadística matemática y el diseño factorial.

La combinación de estos métodos permiten evaluar el efecto de las variables relación

colector: metal, velocidad superficial del gas y concentración de espumante en el proceso

de flotación, fueron establecidos los modelos matemático- estadísticos que caracterizan

comportamiento de los elementos que encuentran en mayor proporción en las aguas

residuales de la mina. Los resultados alcanzados permiten concluir que la flotación es una

técnica adecuada para el tratamiento del drenaje ácido de Mina Grande del Cobre, su

aplicación permite obtener soluciones con concentraciones de iones metálicos por debajo

de los valores máximos admisibles según las normas cubanas.

Palabras claves: drenaje ácido de mina, medio ambiente, residuales líquidos, flotación

iónica, cobre amilxantato.

181


RESUMO

Para tratar a drenagem ácida de Mina Grande do Cobre na província Santiago de Cuba, se

estuda a flotação em colunas, com a utilização do amilxantato de potássio como reagente

coletor. A pesquisa se faz com o objetivo de mostrar a aplicabilidade da técnica para a

descontaminação de soluções residuais que no momento constituem um foco de poluição

ambiental. Durante a pesquisa se empregaram métodos empíricos como das técnicas de

toma de mostra, observação, estadística matemática é desejo fatorial.

Para analisar o efeito dos fatores relação coletor/metal, velocidade superficial do gás e

concentração do espumante, no processo de flotação, foram estabelecidos os modelos

matemático - estatísticos que caracterizam o comportamento dos elementos que estão em

maior proporção nas águas residuais da mina. Se conclui que a flotação é uma técnica

apropriada para o tratamento da drenagem ácida de Mina Grande. Este método permite

obter valores de concentração de contaminantes abaixo dos máximos permitidos, de acordo

com normas cubanas.

Palavras chaves: drenagem ácida, meio ambiente, residuais líquidos, flotação iônica,

amilxantato de potássio.

1. INTRODUCCIÓN

Uno de los principales problemas

ambientales que causa la minería es la

generación del drenaje ácido de mina

(AMD). El mismo se caracteriza por un

valor de pH inferior a 5 y altos niveles de

elementos tóxicos disueltos. Los

elementos y la concentración de los

elementos tóxicos presentes varía de

acuerdo con el tipo de depósito aunque

de forma general pueden incluirse As,

Pb, Cd, Fe, Cu, Zn y en algunos casos, Tl

o Se (Romero et al., 2010). Durante la

neutralización del AMD la concentración

de los elementos tóxicos disueltos puede

ser reducido, como consecuencia de las

reacciones de precipitación y sorción, de

forma permanente o temporal (Levy et

al., 1997; Holmstrom et al., 2001;

Sánchez et al., 2005). Sin embargo, en

ocasiones la contaminación de corrientes

fluviales como es el caso de los ríos

Tinto y Odiel o la acumulación en

represas del AMD implica que su

tratamiento requiere del procesamiento

182

de grandes volúmenes de soluciones

donde los métodos tradicionales que se

aplican para el tratamiento de residuales

contaminados con iones metálicos como

la precipitación de combinaciones poco

solubles, extracción por solvente,

intercambio iónico, entre otros, enfrentan

mayores inconvenientes en la medida que

las soluciones son más diluidas y los

volúmenes de efluentes son mayores

(Kurniawan et al., 2006;

www.ecoamerica.cl/mayo, 2007).

Ante esta disyuntiva, la flotación que en

las últimas décadas ha extendido su

campo de aplicación a la separación

iones, la flotación iónica (Sebba, 1959),

constituye una nueva alternativa. Se

reportan, varios trabajos que demuestran

la factibilidad de la aplicación de esta

técnica en el tratamiento de aguas

(Eccles, 1999; Carissimi et al., 2007),

drenajes ácidos de minas (Nenov et al.,

2008; Mahiroglu et al., 2009; Silva y

Rubio, 2009; Silveira et al., 2009), así

como el tratamiento de residuales


industriales (Barakat, 2010). De aquí que,

en el presente trabajo se estudia el

tratamiento por flotación iónica con

amilxantato de potasio de soluciones

sintéticas que simulan el AMD de Mina

Grande del cobre, Cuba

2. UBICACIÓN DEL

YACIMIENTO

El yacimiento sulfuroso de cobre Mina

Grande se encuentra a unos 200 m del

poblado El cobre y está situado a 21 km

al oeste de la ciudad de Santiago de

Cuba. Actualmente se encuentra fuera de

explotación pero las actividades mineras

dieron lugar a la degradación de la

vegetación y los suelos que presentan un

alto grado de deterioro y meteorización.

La limitada actividad de conservación y

el desarrollo de procesos erosivos dieron

lugar a la formación del drenaje ácido

que se caracterizan por un pH igual a 4,5

unidades y la presencia de diferentes

especies metálicas como el cobre,

cadmio, plomo, zinc, manganeso y

aluminio entre otros, aunque se

manifiesta el predominio de los iones

cobre (Rey, 2010), el cual sobrepasa los

valores máximo admisible según la

norma cubana 27 (NC-27, 1999). Durante

la explotación de la mina dicho drenaje

constituía una de las fuentes principales

de contaminación del río El cobre (Pérez

et al., 2002), a partir del cierre de la

misma en lo que con anterioridad

constituía la cantera, se acumulan

alrededor de 4 millones de m 3 de aguas

residuales (www.ecured.cu, 2011). Dicha

medida redujo la contaminación del río

(González et al., 2009; Marañón et al.,

2009) sin embargo se mantiene latente el

riesgo potencial de dañar el manto

freático y las aguas subterráneas, lo cual

implica la necesidad de buscar

183

alternativas para el tratamiento de dichas

soluciones.

3. ANTECEDENTES DE LA

FLOTACIÓN IÓNICA CON

XANTATOS

En la flotación iónica, por aire disuelto,

de iones cobre(II), zinc y arsénico(V), a

partir de soluciones sintéticas de iones

individuales y de mezclas, se emplean

como colectores el etilxantato y

dietilxantato de sodio (Stalidis et al.,

1989; Matis y Mavros, 1991). De

acuerdo con estos autores el pH no afecta

la remoción de iones cobre en el rango de

pH entre 2,5 y 5,5 unidades pero se

requiere de un exceso de reactivo

colector del 10 %. Es significativo que en

ambos trabajos se muestran resultados

satisfactorios sin embargo, para pH

inferior a 4,7 unidades se verifica la

descomposición parcial del etilxantato

(Iwasaki y Cooke, 1958; Rao, 1971;

Tipman y Leja, 1975; Sun y Forsling,

1997) y no se hace alusión al efecto que

provoca en la eficiencia del proceso. El

dietilxantato de sodio, a pesar de exhibir

propiedades similares y mostrar buenos

resultados en la colección de cobre y

zinc, su utilización como colector se

limita por el costo que representa su

obtención (Leja, 1982).

Lazaridis et al. (1992), reportaron la

aplicación de la misma técnica de

flotación con etilxantato en sistemas de

cobre, hierro y níquel, de forma

independientes y en sus mezclas. Los

resultados mostraron que el níquel se

mantiene en solución para condiciones

ácidas, mientras que las especies cobre e

hierro flotan de forma conjunta y se

incrementa gradualmente su recuperación

hasta alcanzar valores máximos a partir

de pH 6. De acuerdo con los autores, si el


pH del sistema es igual a 2 unidades, los

valores de recuperación se encuentran

asociados con la concentración inicial de

cobre, si su magnitud es baja la

recuperación de cobre se reduce al 50 %

y el hierro al 25 %, en caso contrario se

remueve cerca del 80 %. Es posible que

el resultado se asocie con la

descomposición del etilxantato; su

tiempo de vida media a pH 2,5 es de 120

segundos (Kakovsky, 1957). Lo cual

coincide con los resultados alcanzados

durante la flotación iónica de cobre a

partir de aguas residuales de minas

(Lazaridis et al., 2004), según las

condiciones establecidas Stalidis et al.

(1989) que implican alta acidez. Se

obtienen resultados favorables sólo

cuando se utiliza el doble de la cantidad

estequiométrica de etilxantato.

Los trabajos (Stalidis et al., 1989;

Lazaridis et al., 1992) sobre la separación

de iones cobre con etilxantato por medio

de la flotación, muestran una

contradicción en cuanto al valor de pH en

el cual se alcanzan los valores óptimos de

recuperación. Stalidis et al. (1989)

plantearon que dicho resultado se alcanza

en condiciones ácidas, donde el proceso

es eficiente e independiente del pH,

mientras que Lazaridis et al. (1992),

plantean que sólo es posible lograr

resultados similares para pH superiores a

6 unidades.