informe aguas acidas en mineria original
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E.A.P. INGENIERÍA DE MINAS
QUIMICA II
24/06/2013
2013AGUAS ÁCIDAS EN MINERÍA
UNIVERSIDAD NACIONAL DE CAJAMARCA
UNIVERSIDAD NACIONAL DE CAJAMARCA
E.A.P. INGENIERIA DE MINAS
“AGUAS ÁCIDAS EN MINERÍA”
INTEGRANTES DEL EQUIPO DE TRABAJO:
BAUTISTA CHUQUIRUNA, EVELYN
CABRERA BOÑON, RUTH
LOPEZ ZAMORA, JHOE
SALDAÑA GALLARDO, DANNY
UGAZ CASTAÑEDA, CESAR
ÍNDICE
CARATULA
CONTRACARÁTULA
ÍNDICE
RESUMEN EJECUTIVO
1. INTRODUCCIÓN
1.1. INTRODUCCIÒN
1.2. OBJETIVOS
2. CAPITULO I: AGUAS ACIDAS DE MINERÍA
2.1. DEFINICIÓN
2.2. GENERACIÓN
2.3. DRENAJES DE AGUAS ÁCIDAS DE MINERIA
2.3.1. Problemática
2.3.2. Tipos de drenajes
2.3.3. Calidad de aguas de drenaje
2.3.3.1. Aguas extremadamente afectadas por la oxidación de los
sulfuros y escasamente neutralizadas.
2.3.3.2. Aguas muy afectadas por la oxidación de sulfuros,
moderadamente neutralizadas
2.3.3.3. Aguas moderadamente afectadas por la oxidación de
sulfuros:
2.3.3.3.1. No neutralizadas
2.3.3.3.2. Neutralizadas
2.3.4. TRATAMIENTO PASIVO DE DRENAJES
3. CAPITULO II: TRATAMIENTO DE AGUAS ACIDAS
3.1. GESTIÓN PREVENTIVA DE AGUAS ACIDAS
3.2. TRATAMIENTO INSITU
3.3. ALMACENAMIENTO EN HUECOS MINEROS DE SUPERFICIE
3.4. ELIMINACIÓN POR EVAPORACIÓN
3.5. PROGRAMA DE VIGILANCIA Y CONTROL
4. CAPITULO III: TÉCNICAS DE REMEDIACIÓN DE AGUAS ACIDAS
4.1. NEUTRALIZACIÓN
4.1.1. Neutralización con leche de cal.
4.1.2. Procesos típicos de neutralización.
4.1.3. Sistemas utilizados en neutralización.
4.1.4. Control automático de neutralización.
4.2. LA CAL
4.2.1. Usos específicos
4.2.1.1. La cal en la ecología
5. CAPITULO IV: CARACTERIZACIÓN
5.1. RESUMEN EJECUTIVO
5.2. INTRODUCCIÓN
5.2.1. Antecedentes
5.2.2. Objetivos
5.3. GEOLOGÍA ECONÓMICA
5.4. MÉTODO DE SELECCIÓN DE MUESTRAS
5.5. PROGRAMA DE ENSYOS DE LABORATORIO
5.5.1. Potencial generador de acido
5.5.1.1. En pasta
5.5.1.2. PH en pasta
5.5.1.3. Sulfuro total
5.5.1.4. Azufre como sulfuro
5.5.1.5. Azufre como sulfato
5.5.1.6. Azufre insoluble
5.5.1.7. Análisis de difracción por rayos X
5.5.2. Potencial de neutralización de ácido
5.5.3. Lixiviación
5.6. RESULTADOS
5.6.1. Pruebas estáticas balance acido base
5.6.2. Lixiviación
5.7. INTERPRETACIÓN
5.7.1. Potencial para generación de ácido y drenaje ácido
5.7.2. Estudio previo de potencial DAR
5.7.3. Potencial de generación de ácido relacionado con la zona hipógino y
los tipos de alteración de rocas
5.8. CONCLUSIONES
CONCLUSIONES
BIBLIOGRAFÍA
RESUMEN EJECUTIVO
La presencia de aguas ácidas de mina en las numerosas explotaciones mineras
desde épocas remotas, ha provocado la contaminación de aguas y sedimentos
fluviales. Por su naturaleza, magnitud y sus elevados costes económicos de
remediación, este hecho presenta una difícil solución.
La industria de explotación minera es una actividad más problemática, la
extracción minera y su proceso son fuente de muchos contaminantes que están
dispuestos en el ambiente. La exposición de los minerales sulfurosos al aire y agua,
asociados a procesos microbianos y oxidación produce drenaje ácido de mina,
caracterizado por su alta acidez y alta cantidad de metales pesados disueltos.
Es por esto que en el presente trabajo monográfico, estudiaremos el impacto de la
minería sobre el medio ambiente, en especial sobre el agua; así también
conoceremos el comportamiento de las aguas ácidas en una minería a tajo abierto
y subterráneo; así como el tratamiento de las mismas y las técnicas de remediación
de dichas aguas.
0.INTRODUCCIÓN
0.1. INTRODUCCIÓN
Las aguas ácidas son aguas que se producen como resultado de la oxidación química y
biológica de sulfuros metálicos, especialmente pirita o pirrotita, que se pueden
encontrar presentes o formando parte de botaderos, relaves, basuras municipales,
etc.
La oxidación se produce cuando las rocas conteniendo sulfuros son
expuestas al aire y al agua. Los drenajes ácidos de minas subterráneas y a cielo
abierto son una de las principales fuentes de contaminación de las aguas superficiales
y subterráneas por consiguiente del medio ambiente. Este fenómeno puede
permanecer por mucho tiempo si no se toman medidas adecuadas como el
tratamiento pasivo y activo, cuyo fundamento son los procesos físico, químico y
biológico que tiene lugar en los fangos naturales, en las que la reducción bacteriana
de los sulfatos y la oxidación e hidrólisis catalizada por bacterias son las
actividades más importantes. Esta tecnología se investigó, estudió e implementó
en los Estados Unidos, cuyos resultados han sido muy satisfactorios en lo que se
refieren a la disminución de los metales disueltos, el aumento del pH y la disminución
de sulfatos. En el Perú se viene implementando como parte del Programa de
Adecuación y Manejo Ambiental (PAMA) cuyo procedimiento tiene dos fases:
De laboratorio y la implementación en el terreno. Los resultados han
sido satisfactorios en la Mitigación del Drenaje Ácido de Mina (DAM).
0.2. OBJETIVOS:
0.2.1. Objetivo General
Conocer y relacionarnos con el tema de Aguas Acidas en Minería, ya que nos ayudará
para poder desempeñarnos de la mejor manera tanto en cursos que llevaremos más
adelante relacionados al tema como en un futuro cuando estemos en el campo de
trabajo.
0.2.2. Objetivos Específicos
0.2.2.1. Conocer los agentes que actúan en la formación de las aguas
ácidas.
0.2.2.2. Conocer las consecuencias que tienen las aguas ácidas en
minería.
0.2.2.3. Verificar y aprender sobre el tratamiento de aguas acidas en
minería.
0.2.2.4. Conocer las técnicas de remediación de aguas acidas en
minería.
1. CAPITULO I: AGUAS ACIDAS DE MINERÍA
1.1. DEFINICIÓN
Son aguas que se producen como resultado de la oxidación química y
biológica de sulfuros metálicos, especialmente pirita o pirrotita, que se
pueden encontrar presentes o formando parte de botaderos, relaves,
basuras municipales, etc.
La oxidación se produce cuando las rocas conteniendo sulfuros son expuestas
al aire y al agua.
Los drenajes ácidos de minas subterráneas y a cielo abierto son una de las
principales fuentes de contaminación de las aguas superficiales y
subterráneas por consiguiente del medio ambiente.
Este fenómeno puede permanecer por mucho tiempo si no se toman medidas
adecuadas como el tratamiento pasivo y activo, cuyo fundamento son los
procesos físico, químico y biológico que tiene lugar en los fangos naturales,
en las que la reducción bacteriana de los sulfatos y la oxidación e hidrólisis
catalizada por bacterias son las actividades más importantes..
Esta tecnología se investigó, estudió e implementó en los Estados Unidos,
cuyos resultados han sido muy satisfactorios en lo que se refieren a la
disminución de los metales disueltos, el aumento del pH y la disminución de
sulfatos.
En el Perú se viene implementando como parte del Programa de Adecuación
y Manejo Ambiental (PAMA) cuyo procedimiento tiene dos fases: De
laboratorio y la implementación en el terreno. Los resultados han sido
satisfactorios en la Mitigación del Drenaje Ácido de Mina (DAM).
1.2. GENERACIÓN
Nordstrom y Alpers (1999) describen el proceso de oxidación de la pirita
como el principal responsable de la formación de aguas ácidas; esta oxidación
se ve favorecida en áreas mineras debido a la facilidad con la que el aire entra
en contacto con los sulfuros –a través de las labores mineras de acceso y por
los poros existentes en las pilas de estériles y residuos- así como al
incremento de la superficie de contacto de las partículas. Dichos autores
consideran que los factores que más afectan a la generación ácida son el
volumen, la concentración, el tamaño de grano y la distribución espacial de la
pirita.
Las reacciones que intervienen en la oxidación de la pirita pueden ser
representadas por las siguientes cuatro ecuaciones (Skousen et al., 1998;
Nordstron y Alpers, 1999; Mills, 1999; USEPA, 1996 y 2000; entre otros).
FeS2 (s) + 7/2 O2 (g) + H2O → Fe2+ + 2 SO4
2- + 2 H+ (1)
Fe2+ + 1/4 O2 (g) + H+ → Fe3+ + 1/2 H2O (2)
Fe3+ + 3 H2O → Fe (OH)3 (s) + 3 H+ (3)
FeS2 + 14 Fe3+ + 8 H2O → 15 Fe2+ + 2 SO4
2- + 16 H+ (4)
En la reacción de oxidación de la pirita (1) se produce Fe2+, SO4 2- e H+. Esta
reacción provoca un incremento en el total de sólidos disueltos y un aumento
de la acidez, que irá asociado a una disminución del pH. Si el ambiente
circundante es lo suficientemente oxidante, entonces muchos iones ferrosos
se oxidarán a iones férricos (etapa 2). Por lo general, por encima de un pH
alrededor de 3,5, el ion férrico formado precipita mediante hidrólisis como
hidróxido (3), disminuyendo por tanto el Fe3+ en solución, mientras que el
pH baja simultáneamente. Por último, algunos cationes férricos (Fe3+) que se
mantienen en solución, pueden seguir oxidando adicionalmente a la pirita y
formar Fe2+, SO4
2- y H+ (4).
Cinéticamente, la oxidación del Fe2+ a Fe3+ es la reacción más lenta a pH
ácido. A pH por encima de 4 la velocidad de la reacción aumenta
drásticamente, casi todo el Fe está en forma de Fe3+ y precipita como
hidróxido (3). A pH por debajo de 4, sin embargo, la mayoría del Fe en
solución es Fe2+, aunque la acción bacteriana (Thiobacillus ferroxidans)
consigue acelerar el proceso y que progresivamente el Fe2+ pase a Fe3+.
Parte del Fe3+ se emplea en oxidar más pirita (4) y parte precipita como
hidroxisultatos (schwerimannita a pH entre 3 y 3,5; y jarosita a pH inferior a
3).
La geoquímica de las aguas ácidas de mina es un fenómeno complejo al haber
diversos procesos físicos, químicos y biológicos jugando un papel importante
en la producción, liberación, movilidad y atenuación de los contaminantes. En
el trabajo de Nordstrom y Alpers (1999) se presenta una relación exhaustiva
de procesos específicos que se han estudiado, y se ha comprobado que
contribuyen en su conjunto en la geoquímica de las aguas ácidas de mina.
Estos procesos son los siguientes:
La oxidación de la pirita.
La oxidación de otros sulfuros.
La oxidación e hidrólisis del hierro disuelto y otros metales.
La capacidad neutralizadora de la ganga mineral y roca encajante.
La capacidad neutralizadora de las aguas bicarbonatadas.
La disponibilidad de oxígeno.
La disponibilidad de agua líquida o en forma de vapor.
La localización y forma de zonas permeables en relación con las vías
de flujo.
Las variaciones climáticas (diarias, estacionales o episodios de
tormentas).
La formación de eflorescencias y su redisolución.
El calentamiento por conducción y radiación del calor generado en
diversas reacciones exotérmicas (oxidación de la pirita, disolución de
sales solubles y la dilución de un ácido concentrado).
La temperatura.
La acción de catálisis de las bacterias.
La adsorción microbiana de metales.
La precipitación y disolución de minerales durante el transporte.
Adsorción y desorción de metales durante el transporte.
Fotoreducción del hierro.
La formación de complejos orgánicos.
Los procesos microambientales sobre superficies o entorno a
organismos.
Diseño, construcción y evaluación de un sistema en columna a escala de
laboratorio para tratar aguas ácidas de mina.
La importancia que tiene el problema de la formación de aguas ácidas ha
llevado a desarrollar y establecer una serie de ensayos capaces de
determinar el potencial generador de acidez de los residuos mineros. La
USEPA (1994) en un documento técnico sobre predicción de drenajes ácidos
de mina hace un análisis de cada uno de los tipos de ensayos empleados en la
predicción del potencial generador de ácido: estáticos, cinéticos y modelos
matemáticos. Los ensayos estáticos predicen la calidad de los drenajes
mediante la comparación entre la capacidad de neutralización y el potencial
de generación ácida. Los ensayos cinéticos se basan en reproducir en el
laboratorio los procesos y las condiciones de los lugares de mina que pueden
generar acidez, dando información sobre el rango de producción ácida; estos
ensayos conducen a confirmar los resultados de los ensayos estáticos, los
cuales requieren de mayor tiempo y son más costosos que éstos. Por último,
la modelización matemática permite predecir la calidad de las aguas y la
generación ácida de los drenajes, mediante la simulación para largos
períodos de tiempo de todas las variables y condiciones que afectan a la
formación de aguas ácidas.
1.3. DRENAJES DE AGUAS ÁCIDAS DE MINERIA
1.3.1. PROBLEMÁTICA
Muchos autores describen como aguas ácidas de mina a los drenajes con un
pH comprendido entre 2 y 4, y altos contenidos de metales disueltos. En
relación a estos drenajes ácidos existen informes sobre la mortandad de
peces y crustáceos de ríos, afecciones al ganado, y destrucción de cultivos y
riberas; siempre asociado a una coloración ocre-amarillenta de los lechos de
ríos y lagos afectados, y un incremento de la turbiedad de las aguas. La
contaminación que producen los drenajes ácidos de mina ha sido
profusamente descrita por numerosos investigadores (Nordstron y Alpers,
1999; Morin y Hutt, 2001; Mills, 1995).
El alcance y la magnitud de estos fenómenos también han sido objeto de
atención por parte de diversos organismos y autores. En 1985 la USEPA
(United States Environmental Protection Agency) estimó que en Estados
Unidos existían cerca de 5x1010 toneladas de residuos mineros con altos
contenidos de metales pesados con riesgo de producir drenajes ácidos, y que
cada año se venían generando más de 109 toneladas de estériles de mina y
residuos de plantas de beneficio que deberían ser tratados para que no
generen aguas ácidas.
De igual forma, en 1994, la USEPA en el Documento Técnico Acid Mine
Drainage
Prediction, incluye información del U.S. Forest Service (1993) en donde se
estimaba que en el Oeste de Estados Unidos existían entre 20.000 y 50.000
minas que estaban generando drenajes ácidos que afectaban y contaminaban
de 8.000 a 16.000 km de riberas de ríos con metales como cadmio, cobre,
plata, cinc y arsénico. Este documento también hace referencia a Diseño,
construcción y evaluación de un sistema en columna a escala de laboratorio
para tratar aguas ácidas de mina, un informe de Kim et al. (1982) donde se
describe que en el Este de los Estados Unidos existen más de 7.000 km de
cursos de aguas superficiales afectados por drenajes ácidos de minas de
carbón, cuyo tratamiento es muy costoso y de gran dificultad.
En la última International Conference on Acid Rock Drainage (ICARD 2000),
el U.S. Department of the Interior informó que en su Programa de Clausura de
Minas tienen localizadas más de 100.000 zonas mineras en estado de
abandono con problemas de aguas ácidas, en el mismo evento Canty informa
que existen cerca de 16.000 km de ríos y 117 km2 de embalses afectados por
drenajes ácidos. En el año 2000 la USEPA llega a estimar la existencia de más
de 4.400 km2 de zonas abandonadas por minas de carbón, 15.625 km de
cauces de ríos contaminados por drenajes ácidos, 66 km2 de escombreras
peligrosas y 3,5 km2 de presas inestables. Este panorama de las aguas ácidas
descrito para Norteamérica es extrapolable al resto de países con cierta
actividad minera (Reino Unido (Younger, 1997), Canadá (Morin y Hutt,
2001), Australia (Environment Australia, 1997), etc.), de ahí la necesidad de
buscar soluciones de fácil aplicación y de bajo coste para reducir esta
contaminación, con el fin de salvaguardar el recurso hídrico y el medio físico
en el que habitamos.
Como referencia, podemos decir que en el sur de la península Ibérica
disponemos de la mayor reserva de piritas del mundo. Su oxidación genera
auténticos ríos de aguas ácidas como el Tinto y el Odiel (Huelva), cuya
aportación representa el 10 % de la masa mundial de metales descargados a
los océanos.
1.3.2. TIPOS DE DRENAJE:
Drenaje ácido de mina (DAM) que son básicamente los drenajes que salen de
la mina como consecuencia de la extracción de minerales sulfurosos
principalmente la Pirita: Sulfuro de Fierro (SFe) que al momento de oxidarse
producen aguas ácidas, que son enviadas a la superficie mediante bombas o
desagüe por gravedad.
Drenaje Ácido de Rocas (DAR) cuando las rocas sulfurosas son expuestas al
aire y estas se combinan con el agua de precipitaciones (lluvia, nevada, etc.)
producen aguas ácidas dependiendo directamente del tiempo de exposición.
Así mismo para satisfacer sus demandas de agua, la minería acude
generalmente al agua de lagos, lagunas, ríos o sea, al agua superficial y muy
pocas veces a falta de capacidad se recurre a las aguas subterráneas tal
como utiliza la Southern Perú en la zona de Vizcachas al noreste de la
laguna de Suches.
Los impactos o cambios en los acuíferos por acción de laminería son bastante
notorios, ya que como dijimos por la acción del bombeo y desagüe de minas
existen variaciones del nivel freático y así lo mismo producción de aguas
ácidas, en el primer caso existen problemas de escasez de agua en los
bofedales, baja del caudal del río y escasez de para la agricultura, así mismo la
infiltración de aguas ácidas superficiales puede producir daños a la calidad del
agua subterránea.
1.3.3. CALIDAD DE AGUAS DE DRENAJE
En los resultados obtenidos del análisis de las aguas se observa una gran
variabilidad de condiciones Eh-pH y concentraciones iónicas, lo que ilustra la
gran diversidad geoquímica de estos drenajes. No obstante, presentan unas
características generales que las diferencian marcadamente de las aguas
naturales. Estas características vienen determinadas por el proceso de
oxidación de los sulfuros, que afecta en mayor o menor medida a todas las
aguas analizadas, como se desprende de las elevadas concentraciones de
sulfatos obtenidas (entre 500 y 7500 mg L -1). Durante el período de estudio
se registraron valores extremos de pH de 2.1 y 8.0 valores de potencial redox
entre 150 y 750 mV, aunque la mayoría de las aguas son de carácter
fuertemente ácido (pH entre 2.5 y 3.5) y oxidante (Eh entre 600 y 750 mV).
De forma general, estas aguas se caracterizan por la presencia de elevadas
concentraciones de Fe, SO4 2+ y H +, derivados de la oxidación de la pirita, y
de Si y Al y cationes básicos, derivados de la hidrólisis mineral acelerada en
estas condiciones.
Los amplios rangos obtenidos para casi todos los parámetros de calidad
ponen de manifiesto los distintos orígenes de las aguas, siendo el tipo de
material que atraviesan y el tiempo de contacto los factores que determinan
su composición. En función de los parámetros físico-químicos se pueden
distinguir distintos grupos de aguas cuya calidad se puede relacionar con su
procedencia, el grado de influencia del proceso de oxidación de los sulfuros y
el grado de neutralización de la acidez generada. Así podemos observar los
siguientes grupos principales:
1.3.3.1. Aguas extremadamente afectadas por la oxidación de los
sulfuros y escasamente neutralizadas.
El primer grupo de aguas, que se aparta significativamente del resto,
son de carácter fuertemente ácido, oxidantes y de elevada fuerza iónica
e incluye las recogidas en las partes más antiguas de la escombrera
(área CS). Los valores extremos de pH, Eh y CE han sido de 2.2-3.5, 521-
707 mV y 1.0-6.5 mS cm-1, respectivamente. Paralelamente a estos
parámetros, se han registrado concentraciones muy altas de sulfatos
(generalmente entre 4500 y 5000 mg L -1, concentraciones ocasionales
de hasta 7000 g L -1) y de hierro disuelto (valores medios de Fet entre
700 y 1000 mg L -1, ocasionalmente hasta 1600 mg L -1). Presentan,
además, muy elevados contenidos de Si (hasta 54 mg L -1) y Al (hasta
450 mg L -1), lo que refleja el caracter agresivo de estas aguas y su
potencialidad para acelerar los procesos de hidrólisis mineral (proceso
de acidolisis fuerte). La gran capacidad de generación ácida del proceso
de oxidación de la pirita en esta zona se refleja en que las elevadas
cantidades de cationes básicos puestos en disolución, principalmente
Ca y Mg, para los que se registran concentraciones medias de 320-400
mg L -1 y 150-250 mg L -1, respectivamente, no han sido capaces de
neutralizar la acidez del sistema.
1.3.3.2. Aguas muy afectadas por la oxidación de sulfuros,
moderadamente neutralizadas
El segundo grupo de aguas, de características marcadamente diferentes
a las anteriores, incluye todas las urgencias de las áreas E1 y E2 en el
punto de su afloramiento a la superficie (4 puntos de control). Son de
carácter ácido a débilmente ácido (valores medios de pH entre 4.6 y
5.7) y bajos valores de potencial redox (Eh medio entre 200 y 400 mV).
Los bajos valores de Eh, claramente inferiores al de aguas superficiales
bien aireadas, permiten pensar en su procedencia de zonas profundas
poco oxigenadas. No obstante, estas condiciones no inhiben el avance
de la oxidación de la pirita como se desprende de las altas
concentraciones de sulfatos encontradas, si bien son sensiblemente
inferiores a las obtenidas en el grupo anterior de aguas (valores medios
entre 2200 y 2900 mg L -1, y concentraciones máximas de 4500 mg L -
1).
A pesar de que el pH de estas aguas no es excesivamente bajo mantiene
en disolución elevadas cantidades del hierro derivado de la oxidación
de la pirita, hecho al que contribuyen los bajos valores de Eh. La
concentración de Fet en este grupo de aguas oscila entre 360 y 600 mg
L -1, en valores medios, manteniéndose una relación molar SO4 2-:Fet
entre 2.7 y 3.8, valores muy cercanos al teórico derivado del proceso de
la oxidación de la pirita (SO4 2-:Fe=2:1). Esto indica que no se están
produciendo procesos importantes de precipitación de compuestos de
hierro durante el camino de afluencia de estas aguas desde zonas
profundas a la superficie y/o que existe precipitación de algún tipo de
sulfato que también retire este anión de la disolución, de forma que se
mantienen las proporciones relativas de ambos. Las concentraciones de
Si y Al son generalmente bajas, con valores medios normalmente
inferiores a 10 y 1 mg L -1, respectivamente.
La carga metálica de estas aguas es sensiblemente más baja que la
mayoría de las del área CS, aunque se mantienen en disolución
concentraciones elevadas de Mn (valores medios entre 43 y 63 mg L -
1).
De los cationes básicos destacan las altas concentraciones de Ca, con
valores medios entre 423 y 464 mg L -1 y máximos hasta 550 mg L -1,
lo que, junto con la menor oxidación pirítica que en el área de Calvo
Sotelo, contribuye a explicar la neutralización parcial observada en
estas aguas.
1.3.3.3. Aguas moderadamente afectadas por la oxidación de sulfuros:
El tercer grupo de aguas incluye las recogidas en los canales de
circulación general de la zona E2 y todas las recogidas en la zona EH.
Las características comunes de estas aguas son: concentraciones
medias de SO4 2- entre 1100 y 1900 mg L -1 y valores medios de
conductividad entre 1.7 y 2.8 mS cm -1. Estos valores son
sensiblemente más bajos que los encontrados en los dos grupos
anteriores, lo que implica un menor grado de influencia de los procesos
de oxidación de la pirita y/o un mayor grado de dilución. Dentro de este
grupo se pueden distinguir claramente dos subgrupos de aguas que se
diferencian entre sí, fundamentalmente, por el grado de neutralización
de la acidez generada durante la oxidación. En este sentido se observa
un grupo de aguas de carácter muy ácido, aunque en menor medida que
las del área CS (No neutralizadas) y otro de carácter neutro
(Neutralizadas).
1.3.3.3.1. No neutralizadas
Aguas moderadamente afectadas por la oxidación de sulfuros, no
neutralizadas: La acidez generada durante la oxidación de la pirita
está escasamente neutralizada, presentando valores medios de pH
en el rango 3.1-3.5. Son asimismo, de carácter oxidante, similares a
las del área CS (valores medios de Eh entre 600 y 700 mV) y
mantienen en disolución cantidades relativamente elevadas de
hierro, pero siempre muy por debajo de las encontradas en los
grupos de aguas anteriores (valores medios generalmente entre 20 y
200 mg L -1 con extremos de 4 y 340 mg L -1). Las relaciones
molares de SO4 2-:Fet en disolución son siempre muy superiores a la
teórica derivada de la oxidación de la pirita, lo que indica que se está
produciendo una marcada precipitación de compuestos de Fe en los
canales de circulación de agua, hecho que se refleja en la gran
acumulación de oxihidróxidos en los fondos de los canales.
Paralelamente a las condiciones de acidez, son elevadas las
concentraciones de Si (valores medios entre 11 y 14 mg L -1) y Al
(generalmente entre 20 y 30 mg L -1, pero con valores medios
extremos de 145 mg L -1), así como de distintos metales pesados.
1.3.3.3.2. Neutralizadas
Aguas moderadamente afectadas por la oxidación de sulfuros,
neutralizadas: Este grupo de aguas procede de las zonas en las que el
material apilado ha sido cuidadosamente seleccionado, habiendo
quedado en la mayor parte de esta superficie pizarras de carácter
alcalino. En consecuencia, la mayor parte de la acidez generada
durante la oxidación de la pirita ha sido neutralizada (valores medios
de pH entre 5.7 y 7.1), principalmente a través de la disolución de
grandes cantidades de Ca, que presentan en estos puntos las
mayores concentraciones de toda la escombrera (valores medios
entre 450 y 500 mg L -1). Consecuentemente los niveles de Fe y Al
son muy bajos (inferiores a 1.5 y 0.1, respectivamente), así como de
la mayoría de los metales pesados (Zn, Co, Ni, Cu y Pb). Sin embargo,
mantienen en disolución concentraciones elevadas de Mn (entre 19 y
51 mg L -1) y, puntualmente, de Cd que llega a alcanzar
concentraciones medias de 58 µg L -1, lo que se ve favorecido por los
relativamente bajos valores de potencial redox (382-426 mV).
1.3.4. TRATAMIENTO PASIVO DE DRENAJES:
Los métodos de tratamiento convencionales o activos de aguas ácidas tienen
un coste elevado, por lo que no pueden ser mantenidos por un período
prolongado una vez finalizada la vida de la mina. Máxime teniendo en cuenta
que el problema de las aguas ácidas pueden perdurar, según las estimaciones
de Younger (1997), varios cientos de años. En la última década se han
investigado diversos métodos de tratamiento pasivo y se ha comprobado que
dan buenos rendimientos en la neutralización del pH y en la eliminación de
metales pesados. Además, requieren poco mantenimiento y su bajo coste
puede ser asumido durante largos períodos de tiempo (de 20 a 40 años) una
vez clausurada la instalación minera (Watzlaf, 1997b). Los métodos de
tratamiento pasivo se basan en los mismos procesos físicos, químicos y
biológicos que tienen lugar en los humedales naturales (wetlands), en donde
se modifican favorablemente ciertas características de las aguas
contaminadas, consiguiendo la eliminación de metales y la neutralización del
pH.
Entre los métodos pasivos que más se han utilizado destacan los humedales
aerobios, los humedales anaerobios o balsas orgánicas, los drenajes anóxicos
calizos (ALD, Anoxic Limestone Drains), los sistemas reductores de sulfato y
producción de alcalinidad (RAPS, Reducing Alkalinity Producing Systems) y
las barreras reactivas permeables cuando son aguas subterráneas (PRB,
Permeable Reactive Barriers). En la práctica estos métodos se emplean solos
o combinados, dependiendo del tipo de drenaje ácido y de los requerimientos
del tratamiento.
En cuanto a los costes unitarios de los sistemas de tratamientos pasivos para
aguas ácidas van a depender de una amplia serie de factores, pero a modo de
ejemplo se pueden citar los costes de algunos sistemas experimentales. La
USEPA (1996) informa que la Tennessee Valley Authority en la construcción
de humedales aerobios para tratar drenajes ácidos de minas de carbón ha
obtenido costes entre 3,58 US$/m2 y 32,08 US$/m2, y el Bureau of Mines de
10 US$/m2. En el caso de humedales anaerobios construidos en Colorado
(EEUU) se ha estimado un coste de 570 US$/m3. La USEPA (2000) en Coal
Remining BMP Guidance referencia un coste total de 90.014 US$ para un
sistema ALD construido en 1994 y diseñado para 30 años. Ziemkiewicz et al.
(2000) estiman el coste total de cuatro RAPS construidos en Pennsylvania
(EEUU), entre los años 1991 y 1996, obteniendo cifras entre 17.000 y 72.000
US$, para un período de vida de 20 a 30 años.
En Estados Unidos desde hace más de 15 años muchos investigadores y
organismos oficiales vienen desarrollando con buenos resultados el empleo
de sistemas de tratamiento pasivo para drenajes ácidos de mina. Entre 1984
y 1993 el U.S. Bureau of Mines estudió 13 humedales destinados al
tratamiento de drenajes ácidos de minas de carbón, alcanzándose
eliminaciones superiores al 85 % de los metales. En 1985 junto con la
Tennessee Valley Authority construyeron 14 humedales para tratar drenajes
ácidos procedentes de plantas mineras de carbón, consiguiendo incrementar
el pH de 3,1 a 6,7 y una reducción para el Fe de 69 a 0,9 mg/l y para Mn de
9,3 a 1,8 mg/l (USEPA, 1996).
De igual forma entre 1987 y 1990 la USEPA encargó a la Colorado School of
Mines realizar unos estudios teóricos para el diseño de humedales dedicados
a la eliminación de metales de aguas ácidas de mina. Una vez concluido este
proyecto se publica un manual: Handbook for Constructed Wetlans Receiving
Acid Mine Drainage (Wildeman et al., 1993), en el que se describen
numerosos casos de laboratorio y de campo, la filosofía de funcionamientos
alcanzados en el tratamiento de aguas ácidas con elevados contenidos
metálicos, así como los costes de construcción y operación de estos sistemas.
El nivel alcanzado con este tipo de tratamientos es tal que en la guía Best
Management Practices elaborada por el Departamento del Agua de la USEPA,
en la que se hace un inventario exhaustivo de áreas afectadas por drenajes
ácidos de minas de carbón y que requieren su remediación, se recomienda el
uso de tecnologías de tratamientos pasivos (humedales, RAPS, ALD y otros)
por su reducido coste y gran eficacia, y llegan a proponer la incorporación de
estos sistemas en los planes de restauración y clausura de las minas en
operación (USEPA, 2000). En Canadá también se vienen aplicando sistemas
pasivos en el tratamiento de drenajes ácidos. Entre 1990 y 1993 se
construyeron dos humedales anaerobios experimentales para tratar las
aguas ácidas de la mina de cobre Bell Copper (British Columbia). En los dos
sistemas se incrementó el pH desde 3 hasta 6-8 y se lograron reducciones del
40 % y del 80 % de Cu con un tiempo de retención de 12 y 23 días,
respectivamente. El rendimiento mejoraba al incrementarse el tiempo de
retención y disminuía al descender la temperatura como reflejo de una
menor actividad biológica (Sobolewski, 1996).
En el norte de Australia (Darwin, Adelaide y Katherine) a inicios de los 90 se
estudian las mejoras en la calidad de los drenajes ácidos provenientes de
minas de oro, uranio y polimetálicas, con humedales construidos por
diferentes empresas mineras. Aunque en la mayoría de los casos no superan
los 10 años, se ha demostrado la viabilidad de la aplicación de estos sistemas
en climas de marcados contrastes térmicos. En la mina de oro Tom’s Gully se
ha logrado reducir en más del 90 % las concentraciones de As, Fe, Co, Ni, Cu,
Zn, Pb y U, y cerca del 75 % la del Mn (Noller et al., 1994). También en 1995
se construyeron humedales a escala piloto para tratar los drenajes ácidos de
la mina de carbón Gregory, en Queensland.
En esta región de moderada pluviometría (2000 mm) se han conseguido
bajar los niveles de sulfato e incrementar el pH de 3,3 a 5,4-6,7, existiendo la
Diseño, construcción y evaluación de un sistema en columna a escala de
laboratorio para tratar aguas ácidas de mina necesidad de diseñar humedales
de flujos subsuperficiales o sistemas RAPS para maximizar la eliminación del
sulfato y minimizar la evaporación (Tyrrell et al., 1997).
En Europa también se ha empezado a experimentar con estos sistemas. Así
en el Reino Unido existen más de 14 humedales operando con sistemas de
producción de alcalinidad, procesos aerobios y anaerobios, o una
combinación de éstos. Están dedicados al tratamiento de aguas ácidas de
minas de carbón, donde se ha llegado a eliminar más del 50 % de Fe. En
febrero de 1995 se construyó en Quaking Houses de Durham (Inglaterra) el
primer humedal anaerobio de Europa, consiguiéndose reducir en un 70 % la
acidez del agua (9,6 g/m2día) y en un 62 % su contenido en Fe. De igual
forma en abril de 1998 se construyó el primer RAPS en Pelenna (Gales), en el
que se logró eliminar entre un 72-99 % de Fe con un tiempo de retención del
agua en el sistema de 14 horas (Younger, 1997 y 1998).
En junio de 1998, en el sur de Noruega, se construyó a escala piloto un
sistema de humedales aerobios y anaerobios para tratar los drenajes ácidos
de presas de residuos de la mina de níquel Storgangen. Para un caudal de 35
l/min y un tiempo de retención de 10 horas se eliminaba cerca del 98 % de
Ni, observándose en invierno una disminución en la reducción de Ni de 35 a
71 % y en verano un incremento de 64 a 99 %. También se consiguieron
buenos resultados en la eliminación de Al (96 %), Cu (98 %), Cd (98 %), Zn
(99 %) y Cr (64 %)(Ettner, 1999).
También en España en los últimos años se vienen realizando ensayos con
este tipo de tratamientos. Así, para tratar el agua de mina que empezó a
surgir en 1995 por una galería de acceso de la mina Troya, cerrada antes de
lo previsto en 1993, se viene utilizando la balsa de decantación de estériles a
modo de humedal aeróbico. Las aguas de mina se conducen mediante un
canal a la antigua balsa de decantación, aún con capacidad por el cierre
prematuro, donde los metales disueltos se oxidan e hidrolizan, precipitando
como oxihidróxidos en el pH neutro de esta agua (Iribar et al., 1999).
En la Universidad de Oviedo se experimentó a escala de laboratorio con un
sistema combinado de RAPS y un humedal con caliza, compost y plantas
(Tipha latifolia), en el que se lograron reducciones de cerca del 65 % para la
acidez, 100 % de Al 27 % de Mn y 99,5 %de Fe. El RAPS fue ineficaz en la
retención del sulfato obteniéndose un 32 % exclusivamente en el humedal. El
pH a través de este sistema se incrementó de 3 a 7 (Ordóñez et al.,1999).
En los últimos años (desde 1998) se viene experimentando en la mina de
lignito de Meirama (La Coruña) con dos líneas de tratamiento. La primera es
de flujo horizontal, compuesta por balsa orgánica y ALD, en la que se
consigue eliminar un 82 % de Fe y cerca del 89 % de Al, y llevar el pH a
neutralidad. La segunda línea es de flujo vertical y está formada por un RAPS
y humedal aerobio, en donde se logra incrementar el pH hasta 5,4 y unas
eliminaciones del 57% de Fe y 50 % de Al (Mataix, 1999).
2.CAPITULO II: TRATAMIENTO DE AGUAS
ACIDAS
2.1. GESTIÓN PREVENTIVA DE AGUAS ÁCIDAS
Cuando existe riesgo de generación de aguas ácidas, con el fin de
eliminar o, al menos, minimizar su aparición, debe- rían tenerse en cuenta
los siguientes criterios de diseño y gestión del riesgo:
1. Prevenir y minimizar la generación de aguas ácidas: Planificar
adecuada- mente la actividad y su entorno,
caracterizando los posibles efluentes
(sistemáticos o accidentales), así como sus
efectos sobre el medio.
2. Detectar y caracterizar (caudales y
concentraciones), tanto posibles focos
generadores de contaminación (equipos o
actividades), como puntos de vertido (continuo o
accidental)
3. Actuar con rapidez y eficacia en la
construcción de barreras. Concentrar los
efluentes y aislarlos del entorno.
4. Controlar la red hidráulica del entorno de forma
continua, espacio-temporal, de acuerdo con
valores guía.
5. Realizar el tratamiento de las aguas ácidas (caso de producirse).
6. Regenerar el medio.
7. Cuantificar los efectos.
La prevención de la contaminación derivada de las actividades mineras se
relaciona, estrechamente, con los métodos de explotación, el aporte de
aguas (superficiales y subterráneas) y el trata- miento de las mismas.
Con respecto a las formas de actuar, cabe distinguir aquellas acciones
que se orientan hacia el objetivo de reducir la formación de contaminantes,
y aquellas otras que implican el tratamiento de las aguas contaminadas.
En general, la actuación no se ciñe a un sólo procedimiento, sino que es
combi- nación de varios, y se acomete en función del problema específico
a resolver, ya que su eficiencia puede ser muy diferente de unos casos a
otros.
Los métodos preventivos (Fig 3) se basan en la eliminación de alguno de
los elementos esenciales en la generación de aguas ácidas (sulfuro,
oxígeno, humedad o bacterias catalizadoras) tales como:
Impermeabilización de escombreras, cauces y áreas de riesgo
potencial.
Construcción de socavones de desagüe y canales perimetrales.
Sellado de comunicaciones con el subsuelo.
Depósitos subacuáticos e inundación, enmienda con materiales
neutralizadores.
Adición de bactericidas (sulfato de lauril sodio, benzoato de
potasio, etc.) y enmiendas.
La elección entre uno u otro método, depende de las
condiciones (origen, desagüe, grado de actividad, etc.),
características (físicas y químicas) y carácter (permanente y
temporal) del efluente, así como espacio disponible.
Donde es imposible evitar la oxidación de los sulfuros, la estrategia preferible
es aislar los materiales que entrañan mayor riesgo y retener los productos de
la oxidación para minimizar el daño ambiental. La opción menos
deseable es tratar los drenajes ácidos resultantes y corregir los impactos
que éstos generen.
Sea como fuere, es muy importante planificar las operaciones de prevención
efectiva de la contaminación, desde el inicio de la investigación minera, hasta
el abandono de la explotación y, para ello, se requiere un conocimiento
profundo de la hidrogeología del sector afectado, para prever los
mecanismos de transferencia de los contaminantes hasta el sistema acuífero.
Pero no se puede perder de vista que, con respecto a la prevención de la
contaminación, sólo se ha tomado conciencia en los últimos años, y que,
con anterioridad, la minería se ceñía a conseguir la máxima
recuperación económica del mineral, sin prestar mucha atención a la
contaminación misma.
Esta pre-planificación permite evitar, o al menos minimizar, la
contaminación, si ésta se produce. Existen en la actualidad técnicas
adecuadas para la manipulación o el tratamiento corrector de dichas
aguas, aunque a menudo dichas soluciones son complejas de aplicar, que
precisa de asesoramiento experto en la materia.
2.2. TRATAMIENTO INSITU
Las técnicas de tratamiento in situ son las que se aplican sin necesidad de
trasladar el suelo o el agua subterránea afectados por el problema. Suelen
ser de utilidad cuando el problema afecta a un volumen muy importante del
suelo, que haga inviable su aislamiento y su tratamiento ex situ, o cuando
éste supone un coste económico que lo hace inviable, ya que el tratamiento
in situ suele implicar un menor coste económico. El tratamiento in situ
puede ser de dos tipos: biológico o físico-químico.
Las técnicas de remediación in situ de carácter biológico son dos:
biorremediación y fitorremediación.
La biorremediación consiste en utilizar microorganismos (bacterias) para
resolver o mitigar el problema, y es especialmente efectiva en el
tratamiento de contaminantes orgánicos, incluido el petróleo. Para que las
bacterias puedan eliminar las sustancias químicas dañinas, el suelo y las
aguas subterráneas deben tener la temperatura, los nutrientes y la cantidad
de oxígeno apropiados. Esas condiciones permiten que las bacterias crezcan
y se multipliquen, y asimilen más sustancias químicas. Cuando las
condiciones no son las adecuadas, las bacterias crecen muy despacio o
mueren, o incluso pueden crear sustancias químicas más dañinas.
Si las condiciones del área no son las adecuadas, se intenta mejorarlas. Una
manera de hacerlo es bombeando aire al interior del suelo, así como
nutrientes u otras sustancias, como la melaza. A veces se añaden microbios
si no los hay. Las condiciones adecuadas para la biorremediación no
siempre se logran bajo la tierra. En algunas áreas el clima es muy frío o el
suelo es demasiado denso. En esas áreas se puede recurrir a excavar y sacar
el suelo a la superficie, donde la mezcla del suelo se calienta para mejorar
las condiciones. También, pueden añadirse los nutrientes necesarios, o
puede añadirse oxígeno revolviendo la mezcla o haciendo pasar aire a
presión a través de ella. Sin embargo, algunas bacterias funcionan sin
oxígeno (anaeróbicas). Con la temperatura adecuada y la cantidad necesaria
de oxígeno y nutrientes, las bacterias pueden hacer su trabajo de
“biocorregir” las sustancias químicas.
A veces mezclar el suelo puede hacer que las sustancias químicas dañinas se
evaporen antes de que las bacterias puedan mediar con ellas. Para evitar
que esas sustancias químicas contaminen el aire, se puede mezclar el suelo
dentro de tanques o edificaciones especiales, donde las sustancias químicas
que se evaporan se pueden recolectar y tratar.
Los microorganismos pueden ayudar a eliminar la contaminación de las
aguas subterráneas, al igual que del suelo. En este caso, el agua se mezcla
con nutrientes y aire antes de que ser reinyectada al terreno. También
pueden bombearse nutrientes y aire por los pozos, de forma que la mezcla
se produzca directamente en profundidad. Los nutrientes y el aire añadidos
ayudan a las bacterias a biorremediar las aguas subterráneas. Una vez que
se han eliminado las sustancias químicas dañinas, las bacterias ya no tienen
“comida” disponible y mueren.
La biorremediación es muy segura, ya que depende de microbios que
existen normalmente en los suelos. Esos microbios son útiles y no
representan un peligro para las personas en el sitio o la comunidad.
Además, no se emplean sustancias químicas peligrosas. Los nutrientes que
se añaden para que las bacterias crezcan son fertilizantes de uso corriente
en el césped o el jardín. La biorremediación transforma las sustancias
químicas dañinas en agua y gases inofensivos y, por lo tanto, las destruye
totalmente.
Como principales ventajas de esta técnica podemos indicar:
Es una técnica in situ, lo que evita la necesidad de extraer el suelo, e
incluso el contacto de los trabajadores con el suelo o agua
contaminados.
Evita la liberación de gases dañinos al aire y se generan muy pocos
residuos.
Generalmente esta técnica no requiere tanto equipamiento ni trabajo
como la mayoría de los métodos alternativos. Por lo tanto, suele
resultar más económica.
Como inconvenientes, se pueden citar los siguientes:
No es de aplicación más que para la descontaminación de
hidrocarburos biodegradables.
No suele ser efectiva más que en condiciones relativamente
superficiales.
Presenta factores intrínsecos que la hacen completamente inviable
en determinados casos.
La fitorremediación es una técnica biológica que en el detalle se puede
subdividir en varios aspectos, que corresponden a distintas posibilidades de
aplicación de las plantas a la remediación de problemas producidos por la
contaminación (ver tabla).
Ventajas Limitaciones
Fito extracción
Consiste en el empleo de plantas hiperacumuladoras, capaces de extraer los
metales pesados contenidos en el suelo.
La planta debe ser capaz de producir
biomasa abundante en poco tiempo.
Las hiperacumuladoras de metales
suelen ser de crecimiento lento, poco
bioproductivas y con sistema radicular
somero. La biomasa producida hay que
almacenarla o procesarla
adecuadamente.
Fitoestabilización
Consiste en el uso de plantas metalófitas endémicas/nativas y de mejoradores de
sustrato adecuados para estabilizar física y químicamente sustratos ricos en
metales.
Hace innecesaria la excavación /
eliminación del suelo, es menos costosa
y menos agresiva. Mejora las
posibilidades de restauración del
ecosistema.
A menudo requiere fertilización o
modificación del suelo. Requiere
mantenimiento del suelo a largo plazo,
para evitar la formación de lixiviados.
Fitovolatilización
Consiste en la extracción del contaminante del suelo por la planta y su emisión a la
atmósfera a través de su sistema metabólico.
Transforma los contaminantes en
formas menos tóxicas.
El contaminante o un derivado tóxico
pueden acumularse en la vegetación,
pasando a frutos o partes comestibles.
Fitofiltración / rizofiltración
Consiste en el uso de plantas terrestres y acuáticas para absorber, concentrar, y
precipitar contaminantes de medios acuáticos.
Puede ser “in situ” o “ex situ”, y es
aplicable tanto en sistemas terrestres
como acuáticos.
El pH del medio debe controlarse en
continuo para optimizar la captación
del metal. Es necesario controlar
procesos de especiación e interacciones
entre especies que puedan darse en el
medio. Funciona como un birreactor, y
requiere mantenimiento intensivo.
2.3. ALMACENAMIENTO EN HUECOS MINEROS DE SUPERFICIE
La mejor forma de evitar la oxidación de los materiales piríticos es su
almacenamiento en condiciones anóxicas, es decir: bajo agua (al menos a
1.20 m de profundidad).
Para ello se requiere conocer el volumen disponible en cada embalse, por
debajo de la cota máxima de agua admisible, información que podrá
conseguirse mediante batimetría. En todo caso, hay que tener en cuenta si
existe algún problema geotécnico de estabilidad y de evacuación de
máximas lluvias (balance hídrico), que deberá ser resuelto previamente.
Un procedimiento de actuación, que podría evitar problemas de estos
depósitos de estériles (generación de aguas ácidas, degradación superficial
del suelo, e impacto paisajístico), consiste en su reintroducción en las minas
subterráneas, y su posterior inundación controlada.
Para analizar las posibilidades que ofrece esta opción será necesario
determinar los emplazamientos, en la minería subterránea, que pudieran
reunir condiciones adecuadas para este almacenamiento, en minas que esté
previsto su abandono definitivo e inundación. Estos huecos mineros
existentes deberán cubicarse, al tiempo que tendrá que ser analizada la
viabilidad técnica de reintroducción de los estériles.
El aire no debe acceder al hueco minero, con lo cual cesa la producción de
agua ácida, al evitarse la oxidación de la pirita. Hay que tener en cuenta que
si los hastiales de cualquier galería subterránea contienen sulfuros, se
produce la oxidación directa, durante la explotación, por acción conjunta
del aire y el agua. Los productos que se forman son ácido sulfúrico y
depósitos metálicos solubles, que dan lugar a costras y sedimentos de vivos
colores. Esta oxidación puede penetrar profundamente en la roca, a través
de las fracturas mineralizadas. Cuando la mina se inunda, los productos de
oxidación pueden afectar al agua allí almacenada.
Esto explica que la calidad de los efluentes de una mina inundada mejore
muy lentamente, ya que el agua que produce la mina no será de buena
calidad hasta que no haya sido desalojada toda el agua contaminada
contenida en ella, y ello requiere, normalmente, un período de muchos años.
Aunque la inundación reducirá la posterior oxidación de los sulfuros, puede
contribuir a la contaminación, en algunos casos, al incorporar a minerales
oxidados previamente, o al producirse un aporte de aguas ya mineralizadas
que fluyan hacia los acuíferos, o a la escorrentía superficial.
Una opción, que debe ser analizada para confinar, al menos, una parte de los
depósitos de estériles reactivos, es la referente a la utilización de
excavaciones realizadas en superficie para la explotación minera o para
extraer materiales de relleno para la minería subterránea.
Los aportes de agua a los huecos mineros tienen una clara dependencia de
las aguas superficiales. En estas condiciones es indudablemente que la
mejor forma de reducir el aporte de aguas ácidas, a las labores mineras,
consiste en disminuir el acceso de aguas superficiales a favor de las vías de
circulación, que básicamente son las propias labores mineras y las fallas
subverticales.
Se requiere para ello:
Cubicar estos huecos hasta alcanzar una morfología superficial
adecuada.
Estudiar las características hidrogeológicas del entorno.
Analizar la integración morfológica en el paisaje.
Calcular los volúmenes de materiales de baja permeabilidad y no
reactivos, necesarios para recubrir a los estériles aquí apilados.
Localizar áreas que puedan aportar materiales litológicos de
recubrimiento de las calidades requeridas.
Estudiar, como alternativa, el empleo de geomembranas de
recubrimiento, cubiertas por materiales inertes.
Estudiar y definir la cobertera vegetal adecuada, para estabilización,
lucha contra la erosión, e integración paisajística.
Por supuesto toda posibilidad de actuación tiene que tener en cuenta
los nuevos volúmenes de estériles que proporcionará la reanudación
de la actividad minera, caso de que así se decida y, en cualquier caso,
tiene que evitar invalidar cualquier opción de actividad minera
futura.
2.4. ELIMINACIÓN POR EVAPORACIÓN
Las aguas ácidas almacenadas en balsas, están sujetas a los procesos
naturales de precipitación-evaporación, en superficie libre de agua. En todo
caso, y a efectos de establecer balances hídricos, conviene cuantificarla
(mediante pluviómetro y tanque evaporimétrico, con la precaución de que
el agua colocada en este equipamiento sea semejante al agua embalsada, ya
que la tasa de evaporación depende de la salinidad total del agua).
Además de esta evaporación, en embalses, los volúmenes evaporados se
pueden incrementar mediante aspersores, que micronicen el agua en
pequeñas gotas en contacto con el aire.
En la ubicación de estas áreas de evaporación intensa, hay que tener en
cuenta que el fenómeno de la evaporación está muy relacionado con el
viento(oreo), por lo que estos aspersores deben situarse, siempre que sea
posible, en superficies abiertas, donde corra el viento sin obstáculos,
cuidando que no se produzcan aportes no deseables hacia el entorno.
2.5. PROGRAMA DE VIGILANCIA Y CONTROL
Puede entenderse como tal todo programa de auscultación continua, que
permita definir, en cualquier momento, las causas de los cambios de calidad
de las aguas, las fuentes de contaminación existentes o potenciales, y la
predicción de la naturaleza de los futuros cambios de calidad.
Desgraciadamente, tal control sólo incluye con frecuencia el muestreo de
pozos o manantiales, y así se incluye como única práctica a realizar en
muchos programas de auscultación.
3.CAPITULO III: TÉCNICAS DE
REMEDIACION DE AGUAS ACIDAS
3.1. NEUTRALIZACION
La neutralización es el método más común de tratamiento de aguas
residuales y es de operación simple. La neutralización de efluentes
empleando cal, permite aumentar los niveles de alcalinidad de las aguas,
hasta obtener un efluente neutro que cumpla con los LMP.
Las aguas de mina y las de algunos procesos metalúrgicos contienen cierta
acidez, lo que facilita la disolución de elementos químico, convirtiéndose en
problemas de contaminación.
Dentro de las principales tecnologías de neutralización de la acidez y
remoción de los metales pesados se tienen:
Precipitación con lechada de cal
Adsorción con carbón.
Intercambio iónico
Osmosis reversible
Electrodiálisis
Ozonización.
Ingeniería de pantanos.
La segunda, tercera y cuarta tecnología son más bien costosas y también
generan otros efluentes que requieren ser tratados. La Electrodialisis y la
Ozonización son métodos relativamente nuevos que están siendo probados
y que aparentemente resultaran costosos. La tecnología de ingeniería de
pantanos consiste en almacenar grandes cantidades de lodos, pero, es
sensible a las altas concentraciones de metales pesados.
La precipitación de metales pesados con cal, es bastante conocida y es la
menos costosa.
3.1.1. NEUTRALIZACIÓN CON LECHADA DE CAL
Se aplica especialmente para soluciones de agua de mina ácidas usándose
como neutralizante, primero, caliza si el agua es muy ácida y luego lechada
de cal. Esta tecnología garantiza precipitar en forma de hidróxidos a los
elementos zinc, plomo, fierro, cobre, manganeso, níquel, entre otros. Con
pequeñas modificaciones precipita sostenidamente elementos altamente
perjudiciales como cromo, cadmio, selenio, y las que se exigen para el agua
potable, aunque este no es el caso para la mayor parte de los problemas
minero metalúrgicos.
Las principales reacciones químicas que caracterizan al proceso de
neutralización se presentan en las ecuaciones químicas siguientes:
M2 + SO2- + Ca+2 + 2 (OH)- - 2 (H2 O) à M (OH)2 +Ca SO4*2(H2O)
2(M)-3 + 3(SO4)2- +3(Ca)2- +6(OH)- +6(OH)- +6H2Oà 2M(OH)3
+3CaSO24*2(H2O)
La reacción de oxidación del hierro ferroso a hierro férrico es representada
por la siguiente ecuación química:
4Fe2+8(OH)-+O2+2(H2O) à 4Fe3+ + 12(OH)-
Esta oxidación es para formar compuestos más estables y no permitir la
redisolución que ocasiona también la redisolución de otros elementos
pesados perjudicando la calidad del efluente liquido tratado.
El costo efectivo de este tratamiento varia de US$0.50/m siendo el precio de
la cal el determinante en el costo total, pues es un reactivo realmente
costoso.
Un factor importante es el porcentaje de sólidos con que sedimentan los
lodos en el proceso de neutralización y ello depende del tipo de sulfato de
calcio formado con una o mas moléculas de agua lo cual dependerá de los
parámetros del procesos y de la concentración de los iones sulfato
presentes en el efluente tratado; estos precipitaran como compuestos tipo
“gypsum”.
Para el proceso de neutralización de efluentes líquidos ácidos utilizando
lechada de cal, existen tres métodos:
A. El primero método es conocido como el proceso de neutralización
simple. El cual es el tratamiento en la forma más simple de
neutralización con lechada de cal (adición de cal efluentes, agitación
y sedimentación dentro de una poza de relaves).
Se caracteriza principalmente por:
Mínima inversión
Bajo costo de operación.
Produce lodos sedimentados con 2.4 a 5 0% de sólidos,
ocupando grandes volúmenes en la poza de decantación.
La estabilidad de los lodos decantados es cuestionable a largo
plazo.
B. El segundo método conocido como el proceso de los lodos de baja
densidad (low density, LDS), utiliza en el proceso de neutralización,
además de cal y agitación, la inyección de aire para la oxidación del
hierro ferroso a hierro y los lodos son sedimentados en un
clarificador.
Se distingue por:
Una moderada inversión.
Costo de operaciones también moderadas.
Produce lodos sedimentarios con 5-10% de sólidos.
Genera buena calidad de agua.
Los lodos generados tienen una buena estabilidad química y
física.
C. El tercer método es llamado de lodos de alta densidad el cual se
caracteriza por el uso durante la neutralización con cal de aire para
la oxidación del Fe ferroso a Fe férrico y la recicurlación parcial de
los lodos sedimentados en un clarificador en la etapa de
neutralización, destacándose este método por :
Más bajos costos de operación en el largo plazo.
El volumen que ocupan los sólidos decantados es alrededor
del 1% al 5% del volumen que ocupan los otros dos métodos.
Se genera una mejor calidad de agua
Los lodos producidos son superiores en cuanto a la
estabilidad química y física llegando a tener entre 25-30% de
sólidos en clarificados y aproximadamente el 50% en la poza
de almacenamiento.
3.1.2. PROCESOS TÍPICOS DE NEUTRALIZACIÓN
Mezclar efluentes ácidos y alcalinos en un ecualizador y disponer de alguna
capacidad de retención de cargas fuertes en ácido o álcali. Si la actividad
industrial del caso genera desechos tanto ácidos como alcalinos, se deben
utilizar tanto la acidez como la alcalinidad excedentes para producir un
efluente neutro.
Neutralizar ácidos en lechos de caliza. La caliza se da en forma
natural como piedras y tal nombre se refiere al carbonato de calcio;
la disolución del carbonato genera alcalinidad. Los lechos pueden ser
tanto de flujo ascendente como descendente, la tasa de carga de
diseño -sin información adicional de laboratorio- es del orden de los
4*10-2m3/(min*m2); esta tasa está definida por las constantes de la
caliza y por el tiempo de residencia típico de neutralización de
caudales ácidos del tipo industrial.
Si hay ácido sulfúrico, la concentración de ácido no debiera exceder
un 0,6% de H2SO4 para no formar una capa excesiva de CaSO4 (no
reactiva) y se debe vigilar que la evolución de CO2 no sea excesiva
(pues produce un efecto tampón)
Mezcla de ácidos con lodos de cal. Se suele llamar "cal" al hidróxido
de calcio, también citado como "cal viva" (cuando la "cal apagada" es
el óxido de calcio). El grado de neutralización dependerá del tipo de
cal utilizada. Si hay una fracción magnésica, la reacción de
neutralización es muy rápida y llega a pH bajo 4,2. El diseño depende
de la curva de titulación de la cal a utilizar. ( )
La reacción de la cal se acelera -como muchas otras- por calor y por
agitación física. En sistemas altamente reactivos, se requieren unos
diez minutos. La cal se utiliza en lodos al 8 a 15 %.
Otros agentes neutralizantes (alcalinos) típicos son el NaOH, el
Na2CO3 o el NH4OH.
Residuos alcalinos, también llamados básicos. Se puede utilizar
cualquier ácido fuerte. Por consideraciones prácticas, la elección se
limita a considerar el ácido sulfúrico (en la máxima dosis tolerable
sin exceder la norma de descarga de sulfatos) y el ácido clorhídrico
(para completar la neutralización). La reacción es prácticamente
instantánea, pero el grado de mezcla no es instantáneo.
Si se dispone de gases de combustión con CO2 en el orden del 14%,
se puede burbujear este gas en la solución alcalina. El CO2 establece
un equilibrio con gas carbónico, HCO3- cuya capacidad ácida se
utiliza para neutralizar la carga alcalina. La reacción es -
naturalmente- más lenta que la de los ácidos fuertes en fase líquida
pero suele ser de mucho menor costo y aporta –aunque
mínimamente- al abatimiento de la carga atmosférica de gases
invernadero.
3.1.3. SISTEMAS UTILIZADOS PARA NEUTRALIZACIÓN
Para flujos por debajo de unos 400 m3/día, se suele operar en modo
estático (discontinuo, batch); los sistemas estáticos pueden tener
controladores automáticos o ser operados manualmente.
Si el flujo excede los 400 m3/día, la regulación de pH se realiza en línea,
mediante controladores automáticos. Si se opera en línea, es importante
obtener un buen grado de homogeneización de la solución. La agitación por
aire requiere tasas de 0,3 a 0,9 m3 de aire/minuto/m2 de tanque. La
agitación mecánica requiere de unos 0,4 HP/m3.
3.1.4. CONTROL AUTOMÁTICO DE NEUTRALIZACIÓN
El control de pH es difícil. La razones se relacionan con:
La alta no linealidad entre flujo de neutralizante y cambio de pH del
caudal a neutralizar.
El pH de un efluente industrial puede variar con cinéticas tan altas
como 1 unidad de pH por minuto.
El flujo puede duplicarse en unos pocos minutos.
Una pequeña dosis de neutralizante debe mezclarse con una
cantidad relativamente enorme de líquido en un lapso breve
Normalmente, se debe recurrir a controladores a pasos (o en
etapas). Por ejemplo, llevar primero a un pH en torno a 5 y después a
6,5 (suponiendo, por ejemplo, que se desea llegar a 6,5 desde 2,0).
3.2. LA CAL
La cal es un término genérico que incluye únicamente a los óxidos e
hidróxidos fabricados mediante procesos industriales que implican la
calcinación de rocas de alto contenido de calcio, dolomitas o magnésicas. Esta
definición no incluye a la piedra caliza u otros carbonatos, simplemente
triturados finamente, que comúnmente mucha gente denomina "cal".
Las fórmulas básicas involucradas en la producción de cal viva e hidratada
son las siguientes:
• Roca Caliza + Calor Cal Viva + Dióxido de Carbono
• Cal Viva + Agua Cal Hidratada + Calor (vapor)
OXIDO DE CALCIO O CAL VIVA ()
Producto resultante de la calcinación de la piedra caliza en hornos a
temperaturas próximas a los 1000º C. Está compuesto principalmente de
óxidos de calcio y magnesio. En base a sus análisis químicos, las cales vivas
pueden ser divididas en tres grandes grupos:
Cal viva de alto contenido de calcio: Aquella que esta constituida por
alrededor de 95% de óxido de calcio (CaO) y menos de 5 % de óxido
de magnesio (MgO) La producción de cal viva de alto contenido de
calcio requiere de una roca caliza de alto contenido de calcio y una
eficiente calcinación. Su producción sigue la siguiente secuencia
química:
CaCO3 + Calor CaO + CO2 ¬ (gas)
Cal viva de dolomítica: Aquella que está constituida por alrededor de
40 % de óxido de magnesio (MgO) y 57% de óxido de calcio (CaO) La
producción de cal viva dolomítica requiere de una roca caliza
dolomítica de alta pureza en calcio y magnesio. Su producción sigue la
siguiente secuencia química:
CaCO3 MgCO3 + Calor CaO • MgO + 2CO2 ¬ (gas)
Cal viva magnésica: Aquella que está constituida por un 5 a 35% de
óxido del magnesio y 60 a 90% de óxido de calcio. La cal viva de
magnésica es relativamente escasa y sólo está disponible en muy
pocos lugares.
HIDROXIDO DE CALCIO O CAL HIDRATADA
La Sociedad Americana para la Prueba de Materiales (ASTM) define al
Hidróxido de Calcio como, "un polvo seco, blanco, obtenido del tratamiento
de la cal viva con agua, hasta satisfacer su afinidad química con ésta, bajo un
proceso denominado como hidratación".
La composición química de cal hidratada generalmente refleja la composición
de la cal viva de que se deriva y de su método de hidratación. En general
existen tres clases de cal hidratada:
Cal hidratada de alto contenido de calcio: Aquella que es producida
partiendo de una cal viva de alto contenido de calcio. Contiene de 68 a
74% de óxido del calcio y 23 a 24% de agua en combinación química
con el óxido del calcio.
CaO + H2O Ca(OH)2 + Calor ¬ (vapor)
Cal hidratada dolomítica tipo N: Aquella que es producida partiendo
de una cal viva dolomítica e hidratada a presión atmosférica normal;
en este caso, el contenido de óxido de calcio se hidrata completamente
pero, el contenido de óxido de magnesio se hidrata parcialmente, por
lo general, una fracción que oscila entre el 5 y 20%. Normalmente el
hidróxido de calcio dolomítico tipo N está compuesto de 46 a 48% de
óxido del calcio, 33 a 34% de óxido de magnesio, y 15 a 17% de agua
en combinación química con ambos elementos.
CaO • MgO + H2O a presión atmosférica Ca(OH)2 • MgO + Calor ¬
(vapor)
Cal hidratada dolomítica tipo S: Aquella que es producida partiendo de
una cal viva dolomítica e hidratada en autoclave o a presión
atmosférica controlada. Este hidróxido de calcio contiene más del
92% de los óxidos de calcio y magnesio contenidos en la cal viva de la
que proviene completamente hidratados.
CaO • MgO + 2H2O Ca(OH)2 • Mg(OH)2 + Calor ¬ (vapor)
Físicamente, la cal hidratada se clasifica mediante ciclones y despacha
según los requisitos del cliente. El 75 a 95% del hidróxido de calcio de
aplicaciones químicas debe pasar una malla 200. Algunas aplicaciones
especiales requieren que el 99.5% pase una malla 325.
3.2.1. USOS ESPECÍFICOS
3.2.1.1. LA CAL EN LA ECOLOGÍA
Los usos medioambientales de la cal están vinculados al tratamiento
de agua potable e industrial, tratamiento de las aguas del
alcantarillado y sus lodos, recuperación de suelos contaminados con
hidrocarburos y solventes químicos, desulfuración de los gases de la
combustión, tratamiento de los residuos sólidos y sus lixiviados e
indirectamente la estabilización o transformación de suelos inestables
y expansivos en suelos aptos para servir de base de pavimentos. Su
uso e importancia ambiental está creciendo rápidamente, pues
constituye una respuesta efectiva a la necesidad de encontrar
soluciones buenas y de bajo costo para los problemas
medioambientales señalados.
La cal, a muy bajo costo permite aumentar el pH, precipitar los
metales pesados y convertir los peligrosos lodos de las aguas del
alcantarillado, en un valioso producto para la agricultura. Sus
aplicaciones más sobresalientes en el campo sanitario y ambiental
incluyen:
Producción de agua potable: Una buena parte de la cal producida en
el mundo se destina a mejorar la calidad del agua que consumen las
personas y utilizan las industrias. En este caso se emplea para
suavizar, purificar, eliminar turbiedad, neutralizar la acidez y
remoción de sílice y otras impurezas.
La cal remueve por sí misma la dureza temporal (bicarbonatos) del
agua. Cuando la dureza temporal es acompañada de la dureza
permanente (sulfatos) la cal debe combinarse con cenizas de sosa o
zeolita para remover dichos componentes. El procedimiento que
utiliza sosa se conoce como método suavizador cal-sosa y el que
utiliza zeolita se conoce como proceso de tratamiento dividido de
cal-zeolita. Las reacciones químicas que ocurren cuando se le agrega
cal a las aguas que contienen componentes de calcio y magnesio
(aguas duras) son:
Ca(HCO3)2 + Ca(OH)2 2CaCO3 + 2H2O
Mg(HCO3)2 + Ca(OH)2 MgCO3 + CaCO3 + 2H2O
MgCO3 + Ca(OH)2 Mg(OH)2 + CaCO3
MgCl2 + Ca(OH)2 Mg(OH)2 + CaCl2
Mg(NO3)2 + Ca(OH)2 Mg(OH)2 + Ca(NO3)2
MgSO4 + Ca(OH)2 Mg(OH)2 + CaSO4
Tratamiento de aguas residuales: En las plantas de tratamiento
biológico de aguas de desecho, usualmente se añade cal al digestor
con el objeto de lograr el pH apropiado a una eficiente oxidación
biológica de las aguas de desecho. En las plantas que utilizan un
proceso combinado químico-biológico más avanzado se agrega cal
en la corriente de aguas negras para precipitar el fósforo como un
complejo de fosfato de calcio, separar el nitrógeno y precipitar otros
sólidos suspendidos o disueltos. La remoción de fósforo y nitrógeno
previene el crecimiento de algas y por ende el estancamiento de las
aguas en la superficie.
• Estabilización de lodos residuales: Constituye una de las más
recientes aplicaciones ambientales de la cal. Añadiendo cal a los
lodos residuales para lograr y mantener el pH a 12.4 por un mínimo
de dos horas se eliminan los estreptococos fecales, se seca la torta y
elimina el mal olor propio de estos residuos. Una dosis común
implica agregar de 500 a 600 libras de cal viva por tonelada de lodos.
Este proceso es tan efectivo como la digestión aeróbica, anaeróbica e
incineración, pero a un costo mucho menor. Con este método se
obtienen biosólidos tipo A y B, cuya utilización como acondicionador
de suelos agrícolas esta regulado y aceptado por la Agencia de
Protección Ambiental de los Estados Unidos (EPA) en el capítulo 40,
parte 503 del Código de Regulaciones Federales.
Tratamiento de basura y sus lixiviados: Actualmente son muchos los
países que utilizan la cal viva e hidratada en el tratamiento de la
basura. Es fundamental en la preparación y estabilización de las
bases y entrecapas de los suelos de los rellenos sanitarios a fin de
evitar y degradar sus lixiviados. En cantidades adecuadas no
suprime la propia biodegradación de la basura, evita la proliferación
de organismos nocivos (alimañas) y los malos olores. Algunos países
utilizan la cal junto con la basura industrial para fabricar un
combustible de alto poder calorífico para generar vapor o energía
eléctrica sin la contaminación por ácido sulfúrico que caracteriza al
quemado de combustibles fósiles azufrados.
Procesamiento de desechos industriales: Tanto la cal viva, como la
cal hidratada, son utilizadas para abatir la contaminación que
pueden generar muchas fábricas o plantas industriales; entre ellas:
Plantas fabricantes de acero y metales: Se utiliza para
neutralizar los desechos de ácido sulfúrico y sales de hierro
derivadas de la fabricación del acero. También se utiliza para
neutralizar y precipitar los residuos de cromo, cobre y
metales pesados contenidos en los efluentes resultantes de
los procesos de niquelado.
Plantas Químicas y de Explosivos: Los procesos de muchos
productos químicos y farmacéuticos producen desechos muy
ácidos que deben neutralizarse con cal antes de tirarlos al
ambiente. Las fábricas de explosivos y municiones consumen
enormes cantidades de cal para neutralizar los concentrados
de ácido sulfúrico contenidos en sus desechos.
Minería: Los drenajes altamente ácidos de las minas de
carbón activas o abandonadas, las soluciones acuosas con
cianuro de los procesos de extracción por dilución de metales
no ferrosos, entre otros se neutralizan y estabilizan con cal
para evitar la contaminación ambiental de suelos, aire y
mantos acuíferos.
Fábricas de papel y fibras: La cal junto con otros coagulantes
de apoyo, remueve el color de los efluentes de estas plantas y
coadyuva a abatir la contaminación, mediante la recuperación
de valiosos sub-productos, que de otra manera serían
contaminantes, como son los lignosulfatos, levaduras,
azúcares y el alcohol de los desechos sulfatados. La cal
también es empleada en la neutralización de los desechos de
ácido sulfúrico de las plantas de rayón y los sólidos disueltos
en las descargas de las plantas fabricantes de telas de algodón
estampadas a color.
Plantas empacadoras de alimentos: Los desechos líquidos del
enlatado de vegetales y frutas pueden clarificarse con cal sola,
o con coagulantes de apoyo, antes de descargarse al
ambiente. En el procesamiento de cítricos, la cal permite
clarificar las aguas residuales de este proceso, aprovechar la
pulpa como un sub-producto para la alimentación animal y
neutralizar la acidez y corrosión de los equipos del proceso.
En los centrales azucareros el tratamiento de sus residuos,
sólidos y líquidos, requiere de la cal como agente
neutralizador de los residuos químicos contenidos en sus
descargas.
4.CAPITULO IV: CARACTERIZACIÓN -
MINERA CERRO VERDE S.A.A.
(Para el desarrollo de este capítulo estudiaremos un informe ya elaborado
sobre la mina Cerro Verde, el cual nos ayudará a la mejor comprensión del
desarrollo del tema de aguas ácidas en minería)
Sociedad Minera Cerro Verde S.A.A.
Estudio del Potencial de Generación
de Aguas Ácidas
Mayo 2003
Preparado para
Sociedad Minera Cerro Verde S.A.A. Asiento Minero Cerro Verde -
Uchumayo ArequipaPerú
4.1. Resumen Ejecutivo
Las operaciones realizadas anteriormente por SMCV S.A.A. estuvieron
esencialmente restringidas a la explotación de óxidos o enriquecimientos
supergénicos localizados en la superficie de los cuerpos mineralizados de
Cerro Verde y Santa Rosa. La explotación de estas zonas se ha llevado a
cabo mediante lixiviación ácida convencional complementada con la
flotación restringida de los sulfuros supergénicos. Estos depósitos clásicos
de pórfido de cobre están zonificados. Presenta una zona superior de óxidos
la cual es adyacente a una zona transicional de óxido – sulfuro dentro de
una zona mineralizada con sulfuro hipógenico (chalcopirita – pirita). Las
zonas profundas del depósito son frecuentemente más ricas en mineral
sulfuroso, este mineral tiene el potencial para generar drenaje ácido de roca
(DAR) si existe suficiente aire y agua para facilitar la lixiviación de los
minerales sulfurosos. La generación del DAR crea una preocupación
ambiental para los recursos de agua superficial y subterránea. Las futuras
operaciones de SMCV S.A.A. serán enfocadas en estas zonas profundas
ricas en sulfuros.
Los desmontes y relaves generados por la explotación de estas zonas y la
exposición de las paredes (pirita o mineral) de los tajos Cerro Verde y Santa
Rosa podrían ser potencialmente generadoras de DAR. Por esta razón
SMCV S.A.A. decidió realizar una evaluación del potencial de generación de
DAR de los desmontes y relaves que se generarán con las futuras
operaciones a pesar de la aridez de la región.
Estas condiciones de aridez hacen que el potencial de la generación del
DAR sea bajo. Sin embargo es muy difícil cuantificar la reducción del
DAR en un ambiente árido, por esta razón el objetivo del estudio fue
proporcionar las pautas para el manejo apropiado de los desmontes y relaves.
Las pruebas estáticas estándares, como las pruebas Balance Ácido-Base (ABA)
y la prueba de lixiviación (Synthetic Precipitation Leaching Procedure o
SPLP), fueron realizadas a las muestras tomadas de ambos depósitos
(Cerro Verde y Santa Rosa). Se encontraron dificultades en la
cuantificación exacta del potencial de generación DAR en base a la
determinación del azufre como sulfuro (pirita); debido probablemente
a la presencia significativa de alunita primaria y una resistencia inusual de
la pirita a la digestión estándar con ácido nítrico. Por lo tanto una
estimación más conservadora (ambientalmente protectora)
del potencial de generación de ácido (en base al azufre total) fue utilizada en
este estudio.
Este reporte distingue entre el “potencial neto de generación de ácido”
(diferencia relativa entre potencial de generación de ácido y potencial de
neutralización) y el potencial de generación de drenaje acido de roca (DAR),
el cual es proporcionalmente limitado por la falta de drenaje debido a la falta
de precipitación. Debido a que el proyecto está ubicado en un clima
bastante árido (40,7 mm/año de precipitación), a pesar de que pueda
existir un alto potencial para generación de ácido, la escasa lluvia limita el
potencial de DAR. Sin embargo, esto no se puede cuantificar fácilmente y
debido a la actual limitada información específica del sitio, no se incluye en
este reporte.
La mayor parte del desmonte en ambos tajos son potencialmente generadores
netos de ácido. En el depósito de Cerro Verde el desmonte con mayor potencial
hipotético para la generación de ácido se encuentra en la zona de la alteración
fílica. Ésta representa la principal zona de mineralización del depósito,
incluyendo la roca sobre la que se ha formado alteraciones propilíticas
internas. En el tajo Santa Rosa, las alteraciones fílicas son las que también tienen
el mayor potencial para generar acido. El desmonte con el menor potencial de
generación del DAR aparentemente sería la matriz de la alteración potásica
del sistema pórfido debido probablemente a que esta zona contiene muy poca
pirita. Afortunadamente esta zona sería una de las últimas en removerse del
tajo, de este modo facilitaría su uso como material de cobertura en el cierre del
mismo. Sin embargo es importante resaltar que aunque el desmonte tiene un
alto potencial de generación de ácido, el clima árido reducirá la producción de
éste.
Las pruebas SPLP indican la probabilidad de lixiviación de metales de los
desmontes de Cerro Verde y Santa Rosa bajo condiciones ligeramente ácidas
de lluvia natural. Cobre, arsénico, aluminio y manganeso fueron lixiviados en
cantidades “anómalas” de las muestras de desmontes analizadas, sin
embargo estas concentraciones no exceden los valores referenciales
(niveles máximos permisibles para agua potable según el EPA de los EE.UU.). Sin
embargo existe el potencial de la lixiviación del sulfato debido a la
presencia del yeso (CaSO4.2H2O).
Para evaluar los efectos potenciales al medio ambiente debido al depósito de
relaves se tomó una muestra seca de los relaves de las pruebas metalúrgicas
(pruebas piloto) y fue analizada.
El análisis reveló que la muestra es potencialmente generadora de DAR. Sin
embargo es necesario el análisis de muestras adicionales de los relaves de
las pruebas piloto para confirmar este resultado. Es necesario contar con
información adicional sobre las características del
líquido/sobrenadante/efluente de los relaves para evaluar los potenciales
impactos a la fauna, flora y calidad de agua (superficial y subterránea) en el área
del proyecto. Para el depósito de relaves la presencia de agua en los relaves
reduce las ventajas del climaárido en el control de la generación DAR.
4.2. Introducción
4.2.1. Antecedentes
El análisis sobre las características de desmonte que se presenta en este
documento forma parte integral del EIA asociado con la expansión de las
operaciones de Minera Cerro Verde. Estas operaciones están relacionadas
con la explotación y procesamiento del mineral primario de pórfidos de cobre
(hipogénico o sulfúrico) de los tajos de Cerro Verde y Santa Rosa.
4.2.2. Objetivos
El objetivo principal de esta caracterización de los desmontes y los relaves
experimentales es anticipar el comportamiento a largo plazo de estos tipos
de desechos que provienen tanto del minado como del procesamiento de
mineral no oxídico de los tajos de Cerro Verde y Santa Rosa. La mayoría del
desmonte que se genere del futuro minado será almacenado en las áreas de
expansión del botadero oeste, ubicado actualmente al oeste del tajo
Cerro Verde. Los métodos utilizados en la construcción de estos
botaderos (e.g., segregación de tipos de desmonte, compactación interna,
técnicas de volteo, etc.) y la disposición final de estos desechos con
relación al drenaje y a la cobertura, serán influenciados por las características
de los desmontes.
El relave que se genere de la flotación convencional del mineral sulfuroso
hipogénico de los tajos de Cerro Verde y Santa Rosa será almacenado en
un depósito de relaves (TSF) en Quebrada Enlozada. En parte, el diseño
y la ubicación del TSF serán influenciados por el comportamiento
pronosticado de los relaves a largo plazo.
Las características del desmonte y de los relaves que se mencionan en este
estudio incluyen el potencial hipotético parala generación
de ácido, sulfato soluble y metales.
Desafortunadamente, las técnicas disponibles son limitadas en lo que
respecta a la capacidad de convertir cuantitativamente tal potencial
hipotético en potencial real para las condiciones específicas del lugar tales
como la limitada precipitación. Adicionalmente, la predicción de la
probabilidad de escorrentía o drenaje (acídico o no) de cualquier instalación
en Cerro Verde está fuera del alcance de este estudio.
4.3. Geología económica
Los depósitos de Cerro Verde y Santa Rosa representan depósitos clásicos de
pórfido de cobre calco-alcalinos. El stock de dacitas mozoníticas porfíriticas
(DMP) que están asociadas con los fluidos mineralizantes se emplazaron
dentro de la granodiorita Yarabamba (GYD) ligeramente más joven
durante el Cretáceo superior al Paleoceno inferior. El basamento Gneiss
Charcani del Precambrico (CHG) también se encuentra presente en el tajo
Cerro Verde. Los stocks de Cerro Verde y Santa Rosa se presentan como
cuerpos independientes por lo menos hasta una profundidad de 1000
metros, a mayor profundidad probablemente estos se juntan en un solo
cuerpo. Los cuerpos de turmalina cuarzo y las brechas de sílice se presentan
alrededor de ambos stocks pero también se desarrollaron juntos a grandes
distancias (e.g., Cerro Negro a aproximadamente 5 km de distancia).
Los patrones de alteración hipógena hidrotermal son esencialmente
simétricos y coaxiales con la intrusión porfirítica y varían desde un núcleo
central potásico hacia afuera a través de zonas de alteración fílicas y
propilíticas. Una alteración propilítica interna está localmente
superpuesta sobre la alteración fílica adyacente a la zona potásica. Las
alteraciones argílicas avanzadas y las alteraciones silícicas están más
irregularmente distribuidas pero fuertemente restringidas a la zona de
enriquecimiento supergenas y las zonas hipógenas, respectivamente.
Las zonas hipógenas mineralizadas consisten principalmente de
chalcopirita, molibdenita y pirita y tienden a estar fuera de la zona potásica,
pero en la vecindad de la interfase potásica- fílica. En el depósito de Cerro
Verde este volumen de roca tiende a estar representado por una alteración
propilítica interna en su última fase. La pirita sobresale más comúnmente
al borde de la zona mineralizada y a lo largo de la zona fílica. La alteración
supergena está bien desarrollada sobre ambos stocks mineralizados con una
cubierta lixiviada o zona de óxido de cobre en superficie, conteniendo
brocantita, crisocola, malaquita y “copper pitch” (una mezcla de óxidos
hidratados de cobre/hierro/manganeso con o sin carbonatos y
silicatos). Localmente debajo de la zona de óxido se encuentra una zona
secundaria bien desarrollada de sulfuro de cobre conteniendo chalcocita y
covelita.
4.4. Método para seleccionar las muestras
La complejidad del sistema hidrotermal típico de pórfidos de cobre tal como
los de Cerro Verde hace que el muestreo para evaluar las características del
desmonte sea dificultoso. A diferencia de un modelo simple de bloques de
mineral, en donde sólo se requiere el conocimiento de la distribución espacial
de cobre u otro metal recuperable, las características del desmonte dependen de
la distribución de minerales de sulfuro, la alteración hipógena y la alteración
supergena. Además, la capacidad de segregar económicamente el desmonte
ambientalmente peligroso del desmonte inocuo durante la planificación y el
proceso minero, depende del reconocimiento de las características de gran
escala tales como el tipo de roca y el tipo de alteración. Una medición detallada
de las características del desmonte, incluyendo a aquel dejado en las paredes del
tajo no es práctica. Por estas razones, es deseable unir las características
ambientales a los tipos y alteraciones de las rocas.
Las muestras fueron seleccionadas para optimizar las siguientes consideraciones y
objetivos:
Incluir los depósitos Cerro Verde y Santa Rosa en este programa de
muestreo y análisis.
Dar prioridad a las muestras de la zona de sulfuro primario,
asumiendo que el material que represente la mayor parte de todo
el desmonte sea removido durante el futuro minado.
Los principales tipos de roca en el desmonte del sulfuro primario
tienen que estar representados en el programa de muestreo, para
facilitar el reconocimiento del desmonte problemático durante el
minado.
Incluir los principales tipos de alteración hidrotermal dentro de los
desechos de sulfuro primario en el programa de muestreo, para
facilitar el reconocimiento de desecho problemático durante el
minado.
Considerar el desmonte de roca a ser removido durante el minado y el
desmonte de roca que quede en la pared de tajo.
Considerar el mineral que quede en la pared de tajo (debido a
restricciones en el diseño del tajo).
Los problemas analíticos encontrados en anteriores
determinaciones de las características del desmonte (ca. 1996)
deben ser resueltos, de ser posible, mediante el análisis de muestras
duplicadas en este programa de muestreo y reanalizando aquellas
muestras.
Minimizar el número de muestras necesarias para analizar.
Para tratar mejor los aspectos mencionados anteriormente, cuatro transectos
orientados de N-
S y E-O, fueron seleccionados de los límites de los tajos de Cerro Verde y Santa
Rosa. Los transectos fueron seleccionados con el apoyo del staff de geología de
la mina ya que conocen la estructura interna de los depósitos. Estos cuatro
transectos no se extienden a los límites de los tajos ya que las leyes son
bajas en aquellas áreas y consecuentemente no existen perforaciones. Sin
embargo, en la mayoría de los casos, aquellas porciones de las paredes
finales del tajo que están compuestas de zonas de roca de sulfuro
primario están adecuadamente representadas por perforaciones existentes. Las
áreas de la pared del tajo más allá de las áreas cubiertas por las
perforaciones, contienen mayormente roca con zonas de óxido y no son el
alcance de este estudio.
Se colectaron muestras espaciadamente en los transectos. Los sitios donde se
colectaron las muestras fueron determinados por revisión visual de los testigos
preparados por los geólogos de la mina y aplicando el siguiente procedimiento:
Identificar el límite superior de la zona de sulfuro primario y restringir
el muestreo a dicha zona.
Transferir el último perfil del tajo en la sección e identificar aquellas
perforaciones que penetrarán la futura pared del tajo.
Identificar los volúmenes significativos de desmonte (sobre la base de un
límite de ley de 0.5% Cu) dentro del volumen del tajo e
identificar las perforaciones que representan aquellos volúmenes de
desmonte.
Identificar los tipos principales de roca y tipos de alteración hidrotermal
en las áreas de la última pared del tajo y los volúmenes significativos
del desmonte dentro del volumen del tajo.
Seleccionar intervalos de 3 metros dentro del volumen del tajo
que sean tanto desmonte como tipos de roca significativa y tipos
comunes de alteración a volúmenes significativos de desmonte de
roca.
Seleccionar intervalos de tres metros dentro de la futura pared del
tajo que sean representativos de los tipos de roca y tipos de alteración
para volúmenes significativos de desmonte en la futura pared del tajo.
Estos intervalos pueden ser tanto de mineral como desmonte.
Es importante mencionar que la lista de intervalos puede que no sea minuciosa
con relación a todas las combinaciones potenciales de tipo de roca y tipo de
alteración. Tampoco parecen ser estadísticamente representativos el número de
muestras de cada material.
En algunos casos, una combinación particular de tipos de roca y tipos de
alteración es poco común a lo largo del depósito o dentro de
volúmenes significativos de desmonte, especialmente cerca de los últimos
límites del tajo por lo tanto no amerita un muestreo extensivo.
Adicionalmente, no se puede determinar un número estadísticamente
adecuado a priori.
El objetivo de las muestras recolectadas durante este estudio es que éstas
proporcionen información preliminar de las características relativas y
absolutas de diversos tipos de material de desmonte que puedan provenir de
los tajos o sean dejados en las paredes de los mismos.
4.5. Programa de ensayos de laboratorio
El programa de ensayos se realizó sobre la base de procedimientos
convencionales y estándares industriales. Sin embargo, un trabajo previo de
balance estático ácido-base en las muestras de Cerro Verde (c.a. 1996), indicó
que ciertos aspectos de estos procedimientos estándares no eran adecuados.
No obstante fue necesario desarrollar primero el análisis básico (según
estándares industriales) antes de recomendar alguna modificación o análisis
adicional.
Todos los procedimientos de laboratorio para este estudio fueron
desarrollados por el laboratorio de la British Columbia Research
Institute (BCRI) en Vancouver, British Columbia, Canadá. El anterior
trabajo de laboratorio fue desarrollado por ACZ Laboratory (ACZ),
Steamboat Springs, Colorado, USA.
4.5.1. Potencial generador de ácido
El potencial generador de ácido para los desmontes de Cerro Verde y Santa
Rosa fue estimado sobre la base de las determinaciones de sulfuro total
(STOT) y tres formas analíticamente definidas (especies) de sulfuro,
incluyendo “azufre como sulfuro” (SS), azufre como sulfato (SSO4) y azufre
insoluble” (SI). Existen diversas variaciones de procedimientos “estándar”
pero el BCRI siguió una modificación de los procedimientos del
American Society for Testing Materials (ASTM) D2492-90 y D4239-85. A
continuación se mencionan varias técnicas analíticas:
4.5.1.1. pH en pasta
La determinación del pH en pasta involucra un procedimiento simple
humedeciendo una pequeña cantidad de roca pulverizada con agua desionizada
seguida de la medición del pH en la pasta. El pH resultante es un indicador del
pH de equilibrio controlado por las reacciones rápidas de hidrólisis y no
considera reacciones de largo plazo relacionadas con la oxidación del mineral
sulfuroso. La oxidación previa de los minerales de sulfuro puede, sin embargo,
dar como resultado minerales de sulfato ácido residual que puede controlar el
resultado del pH en la pasta.
4.5.1.2. Sulfuro total
El sulfuro total fue determinado utilizando un Analizador de Azufre Leco
que convierte el contenido de azufre en SO2 gas dentro de un horno de
inducción de alta temperatura. Este método está considerado razonablemente
libre de problemas y no se sospecha que sea fuente de error en este estudio o el
estudio previo (c.a. 1996).
4.5.1.3. Azufre como sulfuro (digestión con ácido nítrico
diluido)
La estimación del azufre como sulfuro es de mayor importancia en los
estudios de balance ácido-base convencionales debido a que se asume que
éste representa la cantidad de pirita y por lo tanto el potencial de
generación de ácido. El azufre contenido en minerales de sulfuro es
normalmente determinado realizando una digestión de la muestra en ácido
nítrico diluido (1:7) seguida de una determinación directa de la cantidad de
azufre removida (o por diferencia basado en la cantidad de azufre
remanente). Este procedimiento asume que la mayor parte de los minerales
de sulfuro, incluyendo la pirita, son disueltos por la digestión.
Tal como se discute abajo (véase las discusiones de análisis de azufre
insoluble, azufre como sulfuro [digestión en agua regia] y difracción de rayos
X), existe una razón para sospechar de la exactitud de la estimación de
azufre como sulfuro determinado por digestión con ácido nítrico En dos
muestras para las que se tienen disponibles análisis de difracción de rayos X
(XRD), parece ser que el azufre como sulfuro está subestimado por el
procedimiento de digestión con ácido nítrico diluido. Este representa un
serio compromiso de la integridad de cualquier predicción del potencial de
generación de ácido basado en la estimación de azufre como sulfuro derivado
de las digestiones con ácido nítrico.
4.5.1.4. Azufre como sulfato (digestión con ácido clorhídrico
concentrado)
De las discusiones con los geólogos de mina, y de las inspecciones de
campo y trabajos de laboratorio previos se concluye que el procedimiento
normal para la extracción de azufre como sulfato debe
modificarse para adecuarse a la presencia de
alunita (KAl3(SO4)2(OH)6). La alunita es el principal mineral de
sulfato probablemente presente en los depósitos de Cerro Verde y Santa
Rosa pero es mucho menos soluble que el yeso, para el cual el
procedimiento general fue diseñado. Las muestras normalmente son
lixiviadas con ácido clorhídrico 3N para disolver el yeso y otros sulfatos
minerales solubles.
La alunita es localmente abundante en estos depósitos y es importante
distinguir el azufre contenido en la alunita del azufre contenido en otros
minerales, especialmente de la pirita. Considerar el contenido de azufre
de la alunita como sulfuro de pirita sobredimensiona erróneamente el
potencial de generación de ácido del desmonte de roca. Para disolver
completamente la alunita, las muestras fueron lixiviadas con ácido
clorhídrico concentrado y el sulfato fue determinado por métodos
turbidimétricos en la solución resultante.
4.5.1.5. Azufre insoluble (por diferencia)
Esta fracción se refiere a todo el azufre que no es liberado por la digestión
con ácido nítrico o ácido clorhídrico y es calculado por diferencia.
Típicamente, esta fracción del azufre total es pequeña y no es tomada en
cuenta para propósitos del balance ácido-base. En este caso, sin embargo, es
grande.
La fracción significativa del total de azufre reportada como azufre
insoluble (promediando 63%) es considerada irrealmente alta debido a que
no es probable que existan otros minerales de azufre (en adición a la pirita y
la alunita) en concentraciones suficientes para explicar la diferencia. De
hecho, los análisis por XRD (discutidos abajo) de dos muestras con alto
contenido de azufre total encontraron sólo minerales de azufre menores
(chalcopirita y tenentita) en una muestra analizada y ningún otro mineral en
la segunda muestra.
Las altas concentraciones de sulfuro insoluble en ausencia de minerales
conteniendo sulfuros (diferentes de la pirita y alunita), necesariamente
indican que la pirita o alunita (o ambos minerales) están
incompletamente disueltos durante el tratamiento por ácido. Las dos
muestras analizadas por XRD indican que la pirita está incompletamente
disuelta por el tratamiento con ácido nítrico diluido y que la alunita está
incompletamente disuelta con el tratamiento por ácido clorhídrico
concentrado.
4.5.1.6. Azufre como sulfuro auxiliar (digestión con agua
regia)
En un esfuerzo por determinar la fuente de la alta concentración de
sulfuro insoluble, se realizaron dos experimentos para determinar si el
sulfuro adicional podría ser disuelto por otros ácidos. Para este
experimento, dos muestras de desmonte con altas concentraciones de azufre
total fueron expuestas a agua regia (una mezcla de ácido nítrico y ácido
clorhídrico) y el sulfuro fue determinado en el líquido lixiviado. En
ambos casos la cantidad de sulfuro liberado por el agua regia fue mayor
que la cantidad liberada por el ácido nítrico solo. Desafortunadamente,
una comparación de las formas de sulfuro lixiviado por ácido con la
mineralogía indicada por XRD indica que el agua regia ataca a ambos, a la
pirita y la alunita.
En consecuencia el sulfuro disuelto por digestión por agua regia
probablemente es un sobreestimado del azufre como sulfuro si es que la
muestra contiene una cantidad significativa de alunita.
4.5.1.7. Análisis de difracción por rayos X (XRD – la técnica
Rietveld)
La técnica Rietveld para análisis XRD representa un nuevo y significativo
mejoramiento en la técnica de XRD que permite al análisis de XRD estimar
cuantitativamente la abundancia de mineral además de la identificación del
mineral presente. De hecho, las técnicas de digestión química arriba
mencionados son sólo métodos que pueden aproximar la mineralogía de una
muestra y podrían últimamente ser reemplazadas por la técnica Rietveld de
XRD.
Para este estudio, dos muestras con altas concentraciones de azufre total fueron
elegidas para el análisis XRD usando la técnica Rietveld. Una de las muestras
(K-(-4), 51.9 – 53.4 m) se originó de la capa lixiviada del tajo Cerro Verde; la
otra muestra (K-(-6), 300 – 303 m) representa la zona de sulfuro primario
del cuerpo mineral de Cerro Verde. La primera muestra contiene
abundante alunita (presumible de origen supergénico) y poca pirita. La
segunda contiene abundante pirita, menores cantidades de calcopirita y tenenita
y cero alunita.
El sulfuro total, el azufre como sulfuro y el azufre como sulfato, fueron
calculados de las abundancias de minerales determinadas por XRD y
comparados con las concentraciones de sulfuros determinados
químicamente. Aunque el total de azufre estimado por ambas técnicas se
comparan favorablemente, los resultados del análisis XRD indican que
existen problemas significativos con las estimaciones de azufre como
sulfuro y azufre como sulfato determinados químicamente. Es probable
de que ambas concentraciones, la de azufre como sulfuro determinada por
digestión con ácido nítrico diluido y las concentraciones de azufre como
sulfato, determinadas por digestión con ácido clorhídrico concentrado son
subestimadas de los valores verdaderos. Estos dos análisis, además de los
análisis normales y de las digestiones por agua regia de las muestras de
desmonte de Cerro Verde y Santa Rosa, generaron información valiosa
para la interpretación de los datos del ABA. Desafortunadamente, la
incertidumbre revelada por las comparaciones hace necesario que el ABA sea
utilizado de una manera muy conservativa. De este modo, se consideró que
la cantidad de sulfuro total menos todo el azufre como sulfato medido fue
considerado como el mejor indicador conservativo de la cantidad de azufre
como sulfuro.
4.5.2. Potencial de neutralización de ácido
La determinación del potencial de neutralización de ácido involucra la
adición de una cantidad conocida de ácido clorhídrico a una cantidad
conocida de roca triturada, dando tiempo a que ocurran las reacciones
consecuentes y finalmente titulando inversamente con una base
estandarizada para determinar cuánto ácido fue consumido.
Existen diversas variaciones de este procedimiento y las variables
importantes incluyen la normalidad del ácido agregado, el volumen del
ácido agregado, el tamaño de grano de la muestra sólida, la temperatura de
la reacción, el tiempo de reacción y las condiciones de oxidación/reducción
del experimento.
El procedimiento empleado por BCRI se aproxima al procedimiento “ABA
Modificado”. Las muestras fueron trituradas (80% pasando una malla
Tyler de 200 µm) y se utilizaron los resultados de una “prueba rápida”
para determinar la normalidad y volumen del ácido utilizado. Las
muestras permanecieron en ácido aproximadamente 12 horas a
temperatura ambiente antes de realizar la titulación inversa.
4.5.3. Lixiviación
Prueba de Lixiviación (SPLP) – El ensayo SPLP está diseñado para
proporcionar un indicador de los metales que podrían ser liberados del
desmonte cuando son expuestos a la precipitación. La técnica no considera
el impacto de oxidación de los minerales sulfurosos que podría ocurrir
después de una limpieza inicial por la lluvia.
En este procedimiento, se mezcla 50 g de desmonte chancado con 1000 mL de
lluvia artificial por 18 horas, a temperatura ambiente. La lluvia artificial se
prepara con la adición de cantidades pequeñas de ácido nítrico y ácido
clorhídrico al agua desionizada hasta que alcance un pH de 5. La extracción
se filtra y analiza por diversidad de metales (en este caso 35 metales).
4.6. Resultados
4.6.1. Pruebas estáticas balance ácido base
Los resultados incluyen sulfuro total, azufre como sulfuro (extraído por
ácido nítrico 1:7), azufre como sulfato (extraído por ácido clorhídrico
concentrado), sulfuro insoluble (por diferencia), y potencial para la
neutralización de ácido (ABA Modificada). En la Tabla 2
también se incluyen los cálculos del potencial generador de ácido (PGA),
potencial neutralizador de ácido (PNA), y potencial de neutralización neto
(PNN).
En la Tabla 3A y 3B se proporciona información AC/CC de los componentes
de las pruebas estáticas de balance ácido base. Se presenta una lista de
los duplicados de los análisis de potencial neutralizador, azufre como
sulfato y azufre como sulfuro.
La Tabla 4 proporciona información relacionada con la comparación de
los dos métodos químicos para estimar azufre como sulfato (extracción por
1:7 ácido nítrico y extracción por agua regia) y las formas de azufre
calculados basándose en los resultados del XRD.
4.6.2. Lixiviación
En la Tabla 5 se resumen los resultados de la prueba de lixiviación SPLP. La
información proporcionada por el laboratorio se incluye en el Anexo J-2.
4.7. Interpretación
4.7.1. Potencial para generación de ácido y drenaje ácido
El potencial para el drenaje ácido de roca (DAR) del desmonte y/o relaves en la
mina Cerro
Verde/Santa Rosa depende de los siguientes aspectos.
Potencial para la producción neta de ácido del desmonte o relaves, y
Potencial de drenaje desde el botadero o del depósito de relaves.
Los análisis químicos y mineralógicos mencionados en este reporte están
enfocados en el primer aspecto, el potencial para producción neta de ácido
de desmonte y relaves. El segundo aspecto mencionado está relacionado
a condiciones meteorológicas, construcción del botadero, y manejo de
agua.
Este último asunto solamente puede ser considerado cualitativamente en
este informe y depende de la planificación minera, ingeniería y diseño de
las instalaciones. La aridez del área es claramente un factor potencialmente
determinante en la predicción de la producción de DAR; la falta de
precipitación para producir drenaje significativo excluye la producción de
DAR. Sin embargo, un ambiente predominantemente árido no
necesariamente está libre de eventos de precipitación que podrían
producir drenajes u oxidación lenta de sulfuros entre eventos de
precipitación que podrían ser liberados por lluvias
subsecuentes. Consecuentemente, el potencial para la producción de
ácido debe ser considerado.
4.7.1.1. Estudio previo de potencial DAR
Se realizó un programa en 1996 que dio como resultado 93 y 36 muestras
recolectadas de los depósitos Cerro Verde y Santa Rosa, respectivamente.
La mayoría de estas muestras fueron obtenidas de la capa lixiviada, los
minerales oxidados, las zonas de sulfuros secundarios y zonas de
transición. Todas las determinaciones de formas de azufre y
capacidad de neutralización de ácido fueron realizadas en el
Laboratorio ACZ. La revisión de la información presentó que en la
mayoría de las muestras la mayor parte del azufre se encontraba como
azufre insoluble. El azufre insoluble en este caso se presenta como
cantidades significativas de alunita, lo que hizo necesaria la utilización de
ácido clorhídrico concentrado en el actual programa analítico (ver sección
3.1). Por consiguiente los valores de azufre como sulfato y azufre insoluble
del programa de 1996 y del programa actual no son comparables.
Los valores de sulfuro total desde el programa de 1996 y de los tres intervalos re-
muestreados para este estudio concuerdan bien con aquellos del programa actual.
El potencial para neutralización de ácidos (PNA) en 1996 fue determinado
utilizando el más agresivo procedimiento “Sobek” (EPA M600/2-78-054 3.2.3)
en comparación con el método
de “ABA Modificado” utilizado en este estudio. En consecuencia, los resultados
de los dos análisis son considerados no-comparables excepto en que los
potenciales para neutralización
de ácidos obtenidos del programa de 1996 sean mayores de los
potenciales obtenidos del programa actual. Los valores de 1996 son
considerados como sobreestimados de los valores verdaderos de PNA para
las rocas de desmonte, debido a que el procedimiento “Sobek” requiere
que las rocas sean hervidas en ácido estándar, acción que permite que
algunas reacciones consuman ácido (estas reacciones proceden en el
laboratorio, sin embargo no es lo que usualmente sucede en el campo).
4.7.1.2. Potencial de generación de ácido relacionado con la
zona hipógena y los tipos de alteración de roca
La distribución típica de minerales sulfurosos relacionados a las zonas
de alteración hidrotermal de cuerpos típicos de cobre y molibdeno en pórfido,
sugiere que los potenciales
de generación de ácidos también deberían estar relacionados a las zonas
de alteración. En realidad, la zona de alteración fílica en Cerro Verde
y Santa Rosa parece tener las concentraciones de sulfuro total y azufre
(no como sulfato) más bajas. Esto se parece a la distribución clásica de
pirita en sistemas similares. En Cerro Verde las alteraciones
propilíticas internas de la etapa tardía superpuestas en la zona fílica,
también se presentan enriquecidas con sulfuro total. Mientras que
las muestras colectadas de Santa Rosa generalmente contienen
significativamente menos sulfuro total que sus equivalentes en Cerro Verde,
el contenido de sulfuro (no como sulfato) en ambos depósitos es similar. La
litología
de origen parece tener poca influencia en la distribución de sulfuro en
estos depósitos. El número de muestras disponibles para derivar estas
observaciones es poca y el muestreo adicional sería deseable.
Las dificultades analíticas presentadas en la determinación de las cantidades de
azufre como sulfuro y azufre como sulfato, complican el entendimiento de la
distribución de sulfuro dentro de estos cuerpos porfídicos. Sin embargo,
algunos patrones parecen razonables. Dentro del depósito Cerro Verde la
mayor concentración de azufre como sulfato parece estar dentro de la zona de
alteración silícica. Si ese es el caso, la fuente del azufre como sulfato
probablemente es la alunita hidrotermal.
Para el propósito de este estudio, el azufre no como sulfato (el azufre total
menos el azufre como sulfato) se considera el mejor indicador de la cantidad de
azufre como sulfuro, así como el contenido de pirita y últimamente el
potencial para la generación de ácido (PGA). Sin embargo, usar el azufre no
como sulfato como indicador resulta en una ligera sobreestimación de los
valores de pirita y PGA.
Una consideración importante para la evaluación de PGA del desmonte de
Cerro Verde y Santa Rosa es que la digestión estándar industrial (1:7 ácido
nítrico) no disolvió mucho de la pirita en una de las muestras para el cual
existe una caracterización por XRD. Si la digestión por ácido nítrico no
disuelve la pirita en la mayoría de las muestras del depósito, se puede
considerar que este método es un pobre indicador de la cantidad de azufre
como sulfuro. Esta suposición ha sido aplicada en el presente caso y es la razón
por la que en el presente estudio se utiliza el azufre no como sulfato como
indicador de la cantidad de azufre como sulfuro en el depósito.
Otro asunto que también requiere ser considerado es si una porción de la pirita
es insoluble en el ácido nítrico, se puede inferir la presencia de una población
de pirita resistente al ácido. Esta porción puede estar o no sujeta a
oxidación y la producción de ácido; la información presente en este estudio
no permite la solución de este asunto. Es posible que la pirita
diseminada y la pirita presente en micro-vetas tengan comportamientos
diferentes con respecto a la erosión. Si este es el caso, una relación todavía más
compleja puede existir entre el PGA y el desmonte.
Los potenciales de neutralización de ácidos (PNA) son bajos en los depósitos de Cerro
Verde y Santa Rosa. La falta de roca calcárea y de alteraciones de carbonatos
hidrotermales implica que la fuente de PNA probablemente sean los minerales de
silicatos. Estos minerales podrían incluir Feldespato -K en la zona potásica, epidota
en la zona fílica y clorita en la zona propilítica.
Los valores más altos de PNA fueron obtenidos de las zonas potásicas y
propilíticas internas.
El potencial de neutralización neto (PNN) (como kg CaCO3/tonelada de roca)
calculada usando la siguiente fórmula, es similar a los valores de PGA debido a los
valores mínimos de PNA.
De acuerdo con este cálculo, el desmonte de Cerro Verde que tiene el mayor
potencial (hipotético) para generar ácidos puede ser encontrado en la zona de
alteración fílica a los extremos del cuerpo mineralizado principal e incluye roca
sobreimpreso por alteraciones internas propilíticas. En el tajo de Santa Rosa las zonas de
alteración fílica también tienen los valores de PNN más altos. Es preocupante la baja
PNN de la zona externa de alteración propilítica en Santa Rosa. Normalmente este tipo
de roca tiende a neutralizar ácidos pero en este caso no es así debido a un alto contenido
de azufre no como sulfato.
Se predice que virtualmente todo el desmonte en ambos tajos será potencialmente
productor neto de ácido. El desmonte con el menor potencial para generar ácido
aparenta ser la matriz
del cuerpo porfídico, alterado potásicamente. Eso debido a una aparente deficiencia de
pirita. Afortunadamente, este material será de las últimas en ser removidas del tajo,
facilitando de este modo su uso como material de cobertura inocua.
Tabla 6
Resumen de Resultados “Anómalos” de SPLP
Metal Promedio(a)
(mg/L en extracto)
DesviaciónEstándar
(a) (mg/L en extracto)
Conc.máximo(mg/L)
No. deMuestras
que Exceden1 DS sobre el Promedio
No. deMuestras
que Exceden 2DS sobre elPromedio
100 XEstándar
para Agua Potable (mg/L)
Cu 0.0251(b)
0.043 (b) 27.9 4 (b)
2 (b)
130
As 0.004 0.0062 0.044 5 1 1Al 0.233 0.179 0.72 11 0 5Mn 0.023 0.045 0.3 5 1 5Mo 0.0081 0.0514 0.453 1 0 n.d.
a = promedios y desviaciones estándares son calculados considerando que todos los
valores menores al límite de detección (los valores “>”) son equivalentes a ½ del límite
de detección (ej., <0.001 = 0.0005) y que la distribución de valores es normal
b = promedio y desviación estándar de cobre fueron calculados sin los dos valores más
altos (27.9 y 6 mg/L en extractos). Sin embargo estos valores están incluidos en los
valores reportados que exceden los estándares
de referencia.
c = basándose en los LNP de la EPA de los EE.UU. para agua potable
primario y secundario n.d. = no determinado
No existe una manera directa o convencional para determinar si un extracto de
SPLP representa una amenaza ambiental. Como un método preliminar para
identificar concentraciones de metales en el extracto que pueden ser considerados
como peligrosos, estas concentraciones deben ser comparadas con 100 veces los
LMP para agua potable (en este caso se ha usado los LMP de la EPA de los EE.UU.).
Esto asume que una dilución de 100 veces ocurriría entre el punto de origen del
lixiviado y cualquier receptor humano. No había excedencias de estos valores
referenciales en los lixiviados de Cerro Verde y Santa Rosa.
4.8. Conclusiones
Muestreo – El desmonte de los depósitos de porfídos de cobre en Cerro Verde y Santa Rosa
han sido muestreados de acuerdo a un programa diseñado para representar cada tipo de
roca y cada alteración presente en las zonas hipógenas de ambos depósitos. Estudios
anteriores (1996) fueron restringidos principalmente a las zonas de supergene.
Tres intervalos del programa anterior fueron remuestreado y los
resultados del nuevo muestreo se encontraban en conformidad con los resultados
anteriores en términos de las concentraciones de azufre total y azufre como sulfuro, pero
no de azufre como sulfato, azufre insoluble o el potencial para neutralizar ácidos.
Además se reconoce que los datos de 1996 tenían altas cantidades
de azufre como alunita en el componente de azufre insoluble y que las pruebas
potencialmente
no solubilizaron una porción del azufre como pirita. En general, los datos de 1996 deben ser
usados cuidadosamente reconociendo plenamente sus limitaciones.
El número de pruebas estáticas de ABA en el laboratorio fue menor que en el
último programa (1996). Las muestras del programa actual fueron colectadas desde
dentro de la zona económicamente importante para permitir que una cantidad menor
de muestras sea colectada. Los transectos fueron seleccionados de los últimos límites
de los tajos de Cerro Verde y Santa Rosa con el apoyo del staff geológico de la mina ya
que conocen la estructura interna de los depósitos. Las muestras fueron colectadas de
perforaciones existentes en estos transectos que contenían roca de desmonte que sería
minada y roca con mineral de baja ley que sería dejada en la pared final del tajo.
Muestreo adicional podría ser realizado para mejorar la confiabilidad de las conclusiones del
presente estudio. También se requiere adicional investigación en la metodología de análisis.
El muestreo durante las operaciones será necesario si se desea segregar los desmontes
basados
en el potencial para generar ácidos.
Potencial Neto de Generación de Ácidos – El presente informe toma cuidado en la
diferenciación entre roca que tiene una potencial inherente para la producción de ácido
y el potencial de drenaje ácido desde el sitio del proyecto. El informe está enfocado
en la cuantificación del potencial para la generación de ácidos y solamente puede ser
cualitativo sobre el potencial para generar drenaje ácido del sitio debido a la aridez del
sitio y la muy limitada cantidad de precipitación requerida para producir algún drenaje.
La inspección de los datos analíticos demuestra que existe incertidumbre en la identificación
de los tipos de sulfuro en el desmonte, a pesar del intento de optimizar la digestión de
alunita. Debido a que no se pude disolver completamente la alunita en las muestras, los
valores de azufre como sulfato se consideran subestimados. De mayor importancia es la
incapacidad de
la digestión estándar (1:7 ácido nítrico) para disolver completamente la pirita en las muestras.
En el caso de una muestra enriquecida de sulfuro (mayormente en la forma de pirita)
para la que había información XRD, la digestión por ácido nítrico liberó virtualmente cero
del sulfuro indicado como presente en la muestra por el XRD. La digestión por agua
regia solamente resultó en la liberación de 1/3 del sulfuro indicado como presente.
Basándose en estos
resultados se tenia que considerar la cantidad de azufre no como sulfato (sulfuro total
menos azufre como sulfuro) como el indicador de la potencial para generar ácidos. La
cantidad de azufre no como sulfuro (%peso) fue multiplicado por un factor de 31,25
para determinar el potencial para generar ácidos (PGA).
En general, el desmonte de Cerro Verde y Santa Rosa se predice tener un moderado a
alto potencial neto para generar ácidos, debido al alto contenido de pirita y la falta
de un significativo potencial para neutralización de ácidos. Los análisis de los relaves de
la planta piloto también presentan resultados que indican un potencial para generar
ácidos. Las pruebas de lixiviabilidad de los relaves indican que una parte del potencial
para neutralizar ácidos es debido a la presencia de reactivos agregados durante de los
simulacros de flotación y por esta razón los relaves finales tendrán que ser reevaluados
Se encontró poca diferencia entre los potenciales para generar ácidos de la mayoría
de los tipos de roca (particularmente entre rocas del pórfido dacita-monzonítica y la
granodiorita de Yarabamba).
Sin embargo, las rocas de la zona de alteración hidrotermal fílica tenían el mayor
potencial para generar ácidos. Esta incluye aquellas zonas donde ha ocurrido
propilitización interna sobre la zona fílica. Afortunadamente, esta zona tiene la mayoría
del mineral y será el área sujeta a estudios geológicos más detallados y las técnicas más
selectivas de minería. Así se puede identificar y segregar con mayor precisión las rocas
con el mayor potencial para generar ácidos.
La información disponible de este estudio no identifica ninguna zona primaria de
desmonte que sea suficientemente benigna como para que merezca ser segregada
para su uso en construcción. Sin embargo, las rocas de la capa lixiviada, o oxidada,
podrían ser segregadas para su uso posterior en la construcción de una capa para el
material sulfúrico.
Lixiviabilidad – Las pruebas SPLP indican una muy limitada lixiviación de metales del
desmonte de Cerro Verde y Santa Rosa. Solamente cobre, arsénico, aluminio y manganeso
fueron movilizados en cantidades anómalas del desmonte durante las pruebas. De estos
metales, ninguna concentración fue mayor que el valor de referencia de 100 veces el estándar
para agua potable de los EE.UU., cuyo valor de referencia está generalmente aplicado a las
pruebas de SPLP. En realidad, la lixiviación de metales podría ser menor debido a que
la precipitación local podría ser no-acida debido a que la alcalinidad regional de los suelos y
a la alcalinidad resultante del polvo incorporado en la lluvia.
Los resultados de estas pruebas podrían ser sobreestimados debido a que la precipitación
de la zona podría ser menos ácida que la precipitación sintética utilizada en las pruebas
(el polvo arrastrado de la tierra que forma un componente del agua lluvia es generalmente
alcalino).
Las pruebas SPLP no indican lixiviabilidad de metales bajo condiciones acídicas provenientes
de la oxidación de minerales sulfúricos. Bajo aquellas condiciones la lixiviabilidad de
metales podría ser significativamente mayor que los niveles indicados en las pruebas SPLP.
Existe un potencial para la lixiviación de sulfato relacionado con el yeso hidrotermal.
Niveles elevados de calcio en los lixiviados del SPLP confirman la alta solubilidad
del yeso hidrotermal. La poca información disponible sobre la distribución de yeso
hidrotermal indica que por lo menos una porción del desmonte que contiene yeso sería
depositado encima de los botaderos de desmonte debido a su ubicación en las
profundidades de los tajos. Consecuentemente, si no toman medidas para segregar esos
materiales, las concentraciones de sulfatos en los lixiviados de los botaderos que contiene
el yeso podrían ser inaceptables.
Probabilidad de Producción de Drenaje Ácido de Rocas – la aridez extrema de la región de
Cerro Verde alude a que habrá muy poco o nada de drenaje (incluyendo drenaje ácido) de
los botaderos. Una evaluación de la probabilidad de la generación de escorrentía y drenaje
no fue incluido en el alcance del presente estudio. Sin embargo, merece especial
consideración los eventos extremos de precipitación (ej. tormentas del 1:100 año o
1:500 año periodo de retorno) y el hecho de que la oxidación de minerales sulfúricos
puede ocurrir dentro de los botaderos con solamente un poco de humedad. Los
productos de este tipo de oxidación largo- plazo estarían almacenados dentro del
botadero en la forma de minerales secundarios ácido- sulfatos que pueden ser
fácilmente solubilizados. Consecuentemente, un evento de precipitación inusualmente
alto puede liberar cantidades de ácido, sulfato y metales desproporcionadamente
altos. Los diseños de los botaderos deben considerar medidas para interceptar y tratar
este tipo de escorrentía ácida durante su cierre. Adicionalmente, medidas prudentes
para reducir el potencial de infiltración de agua a los botaderos en los años
normales de precipitación reducirán proporcionadamente la humedad disponible
para la oxidación a largo-plazo de minerales sulfúricos.
La producción de escorrentías o drenajes ácidos, enriquecidas de sulfatos o metales
de un botadero o depósito de relaves depende en la química del proceso de flotación, así
como de la construcción del botadero y su operación. Un depósito de relaves
totalmente drenado y operado para mantener el mínimo de porosidad y el máximo
de compactación tendrá una menor probabilidad de oxidar minerales sulfurosos.
Estudios han demostrado que oxidación
de relaves es proporcional a la difusión de oxígeno en la superficie del depósito y
que las características físicas de la masa pueden valer más que la reactividad
inherente de los minerales en los relaves. Igual que en el caso de los botaderos, la
aridez local discute en contra de la probabilidad de producción de escorrentía post-
cierre del depósito de relaves de Cerro Verde.
La naturaleza alcalina de los líquidos de la flotación de calcopirita discute contra de
la producción de drenaje ácido durante las etapas de operación y cierre. Merece
especial cuidado el determinara y mantener la óptima naturaleza física de la
superficie del depósito de relaves para minimizar la difusión de oxígeno. La erosión
que resulta en la disección del depósito de relaves tiene que ser evitada para preservar
la mejor barrera contra la difusión de oxígeno. Además, la generación de
polvo de la superficie del depósito de relaves sería minimizado cubriendo la instalación.
Tabla 3AAC/CC para Determinación PN (Método ABA Modificado)
Muestra
Potencial deNeutralización
(kgCaCO3/
Potencial deNeutralización
(kgCaCO3/DuplicadosK4 250-253 -
0,30,0K 20 330-333 19,
619,6516 41 180-183 5,
35,3506 46 240-243 2,
02,0NBM-1 Referencia (ABA PN Mod=
42)42,0
-
Tabla 3BAC/CC para Especiación de Azufre
Muestra
Duplicados & Estandares - Azufre Total
Azufre Total (%)2,2
Azufre Total (%)2,3506-46 282-285
516-41 180-183 2,10
2,11CN-4 110-113 0,1
20,12CN-12 200-203 <0.0
2<0.0
2CN-18 80-83 0,08
0,08K-6 260-263 3,9
83,82O-08 460-463 0,7
50,73STANDARD CSB (5.3% S) 5,3
05,30STANDARD (0.11% S) 0,1
20,15
Duplicados - sulfato azufre Sulfato-Azufre (%) Sulfato-Azufre (%)K-22 60-63 <0.0
2<0.0
2506-46 282-285 <0.02
<0.02K10A 380-383 0,1
40,13K4 390-393 <0.0
2<0.0
2
Duplicados - sulfuro azufre Sulfuro-Azufre Sulfuro-Azufre (%)K-22 60-63 0,4
80,32506-46 282-285 0,7
70,91K10A 380-383 0,0
5<0.0
2K4 390-393 0,37
1,14
Tabla 4AComparación de Especiación de Azufre
Utilizando un Método de Determinación Sulfuro-Azufre más Agresivo
Muestra Pasta
pH
Total
Azufre(
Sulfato
Azufre(
Sulfuro
Azufre(
Insoluble en Acido
AzufPrefijo - Sufijo
de la Intervalo
(approx.) Datos originales con ácido nítrico 1:7 para determinación sulfuro-azufre.K-
4de 51.9 a 53.4
4,6
4,59 1,70 <0.02 2,89K-
6de 300 a 303 5,
93,87 <0.02 0,90 2,9
7
Datos nuevos con digestión de agua regia más agresiva para determinación Sulfuro-K-4
de 51.9 a 53.4
4,6 4,59 1,70 1,03 1,86K-
6de 300 a 303 5,9 3,87 <0.02 3,63 0,2
4
Datos de Azufre para la Muestra K-(-4) 51.9
Calculados en base a MineralogíaSulfato -S Sulfuro -S Total S
(%) (%) (%)
0,24,3
4,3 0,2 4,5
Datos de Azufre para la MuestraK-(-6) 300
Calculados en base a MineralogíaSulfato -S Sulfuro -S Total S
(%) (%) (%)
3,1
0,170,14
0,0 3,5 3,5
Tabla 4BResultados del refinamiento de perfil Rietveld XRD y su Comparación con el Analisis Químico Via Húmeda
Resultados Rietveld XRD
Minerales (wt%) K-(-4) 51.9 K-(-6) 300Cuarzo 43,
247,3Muscovita 15,
241,3Magnetita 0,6 0,8
Calcita 0,9 0,3Talco 6,3Clorito 3,3Pirita 0,4 5,9Alunita 33,
5Chalcopirita? 0,5Tenantita? 0,5Total 10
0100
Totales para S forms basados en Mineralogía por Rietveld XRDNota: ? implica que las fases son posibles pero no han sido positivamente identificadas.
Resultados del Analisis Químico Via Húme
daSulfato-S por Extracción con HCI Concentrad
o 3,56
0,24Sulfuro-S por Digestion de Agua Regia 1,03 3,6
Total por LECO 4,59 3,87
Ca
(m
ole
s/k
g r
ock)
0.2
Figura 2Sulfato Extraíble y Calcio Lixiviable
0.18
0.16
0.14
0.12
0.1
0.08
0.06
0.04
0.02
00 0.02 0.04 0.06 0.08 0.1 0.12 0.14 0.16 0.18 0.2
Sulfate - (moles/kg rock)
Anexo J
Información Técnica sobre la Tecnica XRD
CONCLUSIONES
Por su gran aplicabilidad en el tratamiento de aguas subterráneas contaminadas por
drenajes ácidos de minas, existe la necesidad de seguir investigando en la
optimización del funcionamiento de los sistemas pasivos, especialmente barreras
reactivas, con el fin de mejorar sus eficiencias operativas y definir las variables de
diseño más críticas (como los diferentes materiales que componen la barrera, los
procesos que se producen en ella, su eficiencia o sus dimensiones).
El presente proyecto ha contribuido a esta investigación aportando nuevas formas de
aplicación de los reactivos y realizando modelizaciones de comportamiento de dos
tratamientos muy diferenciados de eliminación de sulfatos, como son la reducción
mediante SRB y la precipitación usando BaCO3.
Una vez comprobado (en la primera parte del proyecto) que los fertilizantes
comerciales de liberación controlada eran un buen modelo para la creación de
gránulos encapsulados de los reactivos pertinentes, correspondía decidir qué
compuesto utilizar como recubrimiento de éstos. Después de intentar experimentos
con 4 polímeros que cumplían los requisitos necesarios para esta aplicación, se
decidió que los únicos 2 con los que era viable llevar a cabo los ensayos
correspondientes eran el Agrimer AL25 y el Agrimer AL30.
Observando los resultados obtenidos en todos las experiencias realizadas, parece
poder concluirse que el polímero que ha dado mejores resultados para esta aplicación
es el Agrimer AL30.
En cuanto al funcionamiento de los dos tipos de procesos de tratamiento de aguas
contaminadas con sulfatos, puede comentarse que se han obtenido notables
resultados con el método más tradicional de eliminación de SO4
2- (de los 2 estudiados) -precipitación de BaSO4, utilizando BaCO3 como reactivo
precipitante-, llegándose a tasas de eliminación puntuales del 80% y obteniéndose un
valor promedio del 75% en el ensayo de BaCO3 recubierto con Agrimer AL30
(llamado BA30). Además, es reseñable el hecho de que, en este experimento, la
membrana polimérica cumple con su objetivo (liberación controlada) puesto que, 3
meses después del inicio, se continúa eliminando un elevado porcentaje de la
concentración inicial de sulfatos. Así, parece ser, que el polímero Agrimer AL30 es el
que consigue encapsular mejor y durante más tiempo el BaCO3, por lo que sería el
más útil para aplicarlo en un barrera reactiva permeable.
Lamentablemente, los resultados obtenidos con el método biológico de eliminación de
sulfatos son bastante más discretos. Las tasas de eliminación, en el mejor de los casos
(columna C5), no superan el 30%. Como ya se ha comentado, el comportamiento de
los polímeros como recubrimiento para el lactato no ha sido el esperado, puesto que la
liberación de este nutriente fue masiva en un inicio y muy escasa una vez superada
esta etapa. Los malos resultados se atribuyen a este efecto no deseado del polímero
elegido, manteniéndose el convencimiento de que el lactato constituye una fuente de
carbono fácilmente disponible y muy válida como nutriente de las bacterias (ya que
una vez añadido al agua de alimentación, los resultados comienzan a mejorar
notablemente en algunas columnas).
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