ORGANIZACIÓN CYTED/ORGANIZAÇÃO CYTED       Nov 2011 

4ª JORNADA IBEROAMERICANA DE MEDIO AMBIENTE SUBTERRÁNEO Y SOSTENIBILIDAD MEDIO AMBIENTE SUBTERRÁNEO: CONTAMINACIÓN DE AGUAS

SUBTERRÁNEAS MASyS 2011-3

ACTAS DE LOS TRABAJOS TÉCNICO-CIENTÍFICOS

4ª JORNADA IBERO-AMERICANA DE MEIO AMBIENTE SUBTERRÂNEO E SOSTENIBILIDADE

MEIO AMBIENTE SUBTERRÂNEO: CONTAMINAÇÃO DE ÁGUAS SUBTERRÂNEAS

MASyS 2011-3 ACTAS DOS TRABALHOS TÉCNICO-CIENTÍFICOS

PPOOLLUUCCIIOONN DDEE AAGGUUAASS SSUUBBTTEERRRRAANNEEAASS

DDRREENNAAJJEE AACCIIDDOO DDEE RROOCCAA YY AAGGUUAASS AACCIIDDAASS DDEE MMIINNAA

UUSSOO DDEE AAGGUUAASS

ORGANIZACIÓN Red MASyS/ORGANIZAÇÃO Rede MASyS Red Iberoamericana de Medio Ambiente Subterráneo y Sostenibilidad 

Rede Ibero‐americana de Meio Ambiente Subterrâneo e Sustentabilidade 

4ta JORNADA EN ORURO

BOLIVIA Noviembre de 2011

Medio ambiente subterráneo y sostenibilidad: CONTAMINACIÓN DE AGUAS SUBTERRÁNEAS

Meio ambiente subterráneo e sustentabilidade:

CONTAMINAÇÃO DE ÁGUAS SUBTERRÂNEAS

SERIE: Medio ambiente subterráneo y sostenibilidad SÈRIE: Meio ambiente subterráneo e sustentabilidade

LIBRO 4

LIVRO 4

ORURO, 2011

Medio ambiente subterráneo y sustentabilidad - CYTED 13 Actas de la Reunión de Oruro–Bolivia Noviembre 2011 Primera Edición – Córdoba - Argentina Editores: Ministerio de Industria, Comercio y Trabajo de Córdoba Ciencia y Tecnología para el Desarrollo - CYTED, 2011. Formato: Internet

ISBN 978-987-26200-4-2

Fecha de Catalogación: 06/12/2011 CDD 333.7

9, 10 y 11 de Noviembre de 2011 9, 10 e 11 de Novembro de 2011

Desarrollo Industrial Sustentable: Llave para la Responsabilidad Social Desenvolvimento Industrial Sustentável: Chave para a Responsabilidade Social

EDITOR Vidal Navarro Torres

Dr. Ingeniero de Minas Centro de Recrusos Naturais e Ambiente, IST Universidade Técnica de Lisboa

COEDITOR

Juan Pablo Ferreira Centeno Geólogo – Analista de Sistemas

Secretaria de Minería de la Provincia de Córdoba, Argentina

MASyS 2011-4, Organizado por:

MASyS Red Iberoamericana de Medio Ambiente Subterráneo y Sostenibilidad Rede Ibero-americana de Meio Ambiente Subterrâneo e Sustentabilidade

MASyS 2011-4, financiado por:

CYTED Programa Iberoamericano de Ciencia y Tecnología para el Desarrollo Programa Ibero-americano da Ciência e Tecnologia para o Desenvolvimento CYTED - AREA 3 Promoción del Desarrollo Industrial Promoção do Desenvolvimento Industrial

ORGANIZACIÓN CYTED/ORGANIZAÇÃO CYTED

Programa Iberoamericano de Ciencia y Tecnología para el desarrollo

Programa Ibero-americano de Ciência e Tecnologia para o desenvolvimento

Fernando Aldana Mayor Secretario General del Programa CYTED

Secretario Geral do Programa CYTED

Gestor: Roberto C. Villas-Bôas CYTED-3: Promoción del Desarrollo Industrial

CYTED-3: Promoção e Desenvolvimento Industrial

ORGANIZACIÓN Red MASyS ORGANIZAÇÃO Rede MASyS

Red Iberoamericana de Medio Ambiente Subterráneo y Sostenibilidad

Rede Ibero-americana de Meio Ambiente Subterrâneo e Sustentabilidade

Carlos Dinis da Gama Vidal Félix Navarro Torres Coordinación/Coordenação

Responsables de Grupos de Investigación/Responsáveis dos Grupos de Investigação

José Enrique Sánchez Rial Grupo G1

Gerardo Zamora Echenique Grupo G2

Adilson Curi Grupo G3

Vilma Dolores Pazmiño Quiña Lucía Grupo G4

Rafael Barrionuevo Gimenez Grupo G5

Mario Sánchez Medina Grupo G6

Diosdanis Guerrero Almeida Grupo G7

Walter Ramírez Meda Grupo G8

Jaime Alberto Huamán Montes Grupo G9

Ernesto Osvaldo Aduvire Pataca Grupo G10

Vidal Félix Navarro Torres Grupo G11

Beatriz Olivo Chacin Grupo 12

GRUPOS DE INVESTIGACIÓN/GRUPOS DE INVESTIGAÇÃO Red Iberoamericana de Medio Ambiente Subterráneo y Sostenibilidad

Rede Ibero-americana de Meio Ambiente Subterrâneo e Sustentabilidade MASyS

ARGENTINA – G1 José Enrique Sánchez Real Daniel Jerez Ana María Cabanillas Juan Pablo Ferreira Centeno

BOLIVIA – G2 Gerardo Zamora Echenique Antonio Salas Octavio Hinojosa Cinda Beltrán

BRASIL – G3 Adilson Curi Wilson Trigueiro de Sousa José Margarida da Silva Hernani Mota da Lima Zuleica C. Castilhos

ECUADOR – G4 Vilma Dolores Pazmiño Quiña Milton Carrasco Marcelo Córdoba Raúl Guzmán

ESPAÑA – G5 Rafael Barrionuevo Gimenez José María Lanaja del Busto Enrique Orche García

CHILE – G6 Mario Sánchez Medina Froilan Vergara Fernando Parada

CUBA – G7 Diosdanis Guerrero Almeida Roberto Blanco Torrens José Otaño Noguel Juan Manuel Montero Peña Eulicer Fernández Maresma

MÉXICO – G8 Walter Ramírez Meda José de Jesús Bernal Casillas Luis Manuel Martínez Rivera Javier García Velasco Ulises Ramírez Sánchez

PERÚ – G9 Jaime Alberto Huamán Montes Hugo Gutiérrez Orosco Juan Julio Zaga Huamán Indalecio Quispe Rodríguez

PERÚ – G10 Ernesto Osvaldo Aduvire Pataca Hugo Aduvire Pataca Juan de Dios Menéndez Cruz Vicente Edilberto Contreras Pareja

PORTUGAL – G11 Vidal Félix Navarro Torres Carlos Dinis da Gama Gustavo André Paneiro Maria Matilde da Costa Paula Falcão Neves Pedro A. Marques Bernardo

VENEZUELA – G12 Beatriz Olivo Chacin Mónica Martiz Nelson Barreat Guillermo Tinoco Gilberto Delgado

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PRESENTAÇÃO

Aos formandos da 2ª Jornada da rede MASyS apraz-me registar a satisfação que sentimos por nos permitirem dialogar e meditar sobre o Meio Ambiente Subterrâneo, considerado como área preferencial de trabalho de muitos milhares de seres humanos. É essencial garantir, cada vez mais, que o ambiente subterrâneo possua característica adequados de segurança e de conforto para as pessoas, onde seja sempre possível desenvolver trabalhos de investigação destinados a melhorar esses níveis qualitativos, a par de se assegurar a viabilidade económica dos empreendimentos, sejam eles de mineração ou de obras de construção sub-superficial. São qualidade a desenvolver nesta oportunidade todas aquelas que contribuam para o bem-estar das pessoas envolvidas, das empresas a que pertencem, das regiões ou países onde residem e, de modo geral, do género humano a que todos pertencemos. Felicidades para todos vós e para as vossas famílias.

Carlos Dinis da Gama Coordenador

Rede Ibero-americana de Meio Ambiente Subterrâneo e Sustentabilidade

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PRÓLOGO

Cuando hablamos de los problemas ambientales, estamos habituados a relacionar con la protección ambiental de los componentes aire, agua, suelo o roca y la biodiversidad, incluido el hombre como componente principal. Esta justa preocupación deja a lado los difíciles problemas ambientales que ocurren en el ambiente subterráneo, que son abordados solo a nivel de seguridad y salud ocupacional; a pesar de que también en el mundo subterráneo están presentes todos los componentes ambientales existentes en el ambiente exterior, donde las alteraciones ambientales son, muchas veces, mas críticas y graves que el ambiente exterior. Es en ese sentido que la Red Temática “Medio Ambiente Subterráneo y Sostenibilidad” MASyS-CYTED adopta un enfoque totalmente innovador sobre este delicado problema, volcando sus esfuerzos a la transferencia tecnológica y formación de profesionales y técnicos del sector de la minería subterránea y obras subterráneas de Iberoamérica en el tema de la Ingeniería Ambiental Subterránea, a través del desarrollo de una serie de jornadas técnico-científicas e que en el presente libro se publican los abordados en Quito con el tema de “Investigación e Innovación”.

Vidal Navarro Torres Representante del Grupo G11 de Portugal

Rede Ibero-americana de Medio Ambiente Subterráneo e Sostenibilidad

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INDICE DE CONTENIDOS

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ÍNDICE DE TRABAJOS TÉCNICO-CIENTÍFICOS

ÍNDICE DOS TRABALHOS TÉCNICO-CIENTÍFICOS

Capitulo 1: DRENAJE ÁCIDO Y CONTAMINACIÓN DE AGUAS SUBTERRÁNEAS DRENAGEM ÁCIDA E CONTAMINAÇÃO DE AGUAS SUBTERRÂNEAS

DRENAJES ÁCIDOS DE MINA: Alternativas de tratamiento José Enrique Sánchez Rial y Juan Pablo Ferreira Centeno – Secretaría de Minería de Córdoba - Argentina 

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AVALIAÇÃO DE COBERTURA SECA DE ENTULHO DE CONSTRUÇÃO CIVIL PARA REMEDIAÇÃO DE DRENAGEM ÁCIDA EM MINA Natália Cristiane De Moraes, José Margarida Da Silva y Adilson Curi – Univ. De Ouro Preto - Brasil

49

EVALUACIÓN DE LA CALIDAD DEL AGUA EN LA MINA SUBTERRÁNEA DE WOLFRAMIO DE PORTUGAL V. F. Navarro Torres y N.R. Singh - Centro de Recursos Naturais e Ambiente, Universidade Técnica de Lisboa, Portugal 

69

NEUTRALIZAÇÃO NATURAL POR CARBONATOS EM MINAS SUBTERRÂNEAS COM FORMAÇÃO DE DRENAGEM ÁCIDA Luciano Santos Tomazi Pena, Adilson Curi y José Margarida Da Silva – Univ. De Ouro Preto - Brasil

77

CARACTERIZACION Y MENEJO DEL AGUA SUBTERRANEA EN EL DISTRITO MINERO SAN GERARDO Vilma Pazmiño Quiña - Empresa Terrambiente Consultores, Ecuador 

87

ANÁLISIS DE ALTERNATIVAS DE SANEAMIENTO DE SITIOS AFECTADOS POR DRENAJES ÁCIDOS OCASIONADOS POR ACTIVIDADES MINERAS EN MÉXICO Walter Ramírez-Meda, José de Jesús Bernal-Casillas y Juan Villalvazo-Naranjo - Universidad de Guadalajara, México

99

Capitulo 2: CONTROL DE CONTAMINACIÓN DE AGUAS SUBTERRÁNEAS Y SOSTENIBILIDAD CONTROLE DA CONTAMINAÇÃO DE AGUAS SUBTERRÂNEAS E SUSTENTABILIDADE

SOSTENIBILIDAD AMBIENTAL DE AGUA DE MINA EN LA MINERÍA SUBTERRÁNEA DE TUNGSTENO V. F. Navarro Torres, N.R. Singh y A. G. Pathan - Centro de Recursos Naturais e Ambiente, Universidade Técnica de Lisboa, Portugal

123

RECUPERACIÓN DE METALES DE DRENAJES ÁCIDOS DE MINA: El papel de la minería José Enrique Sánchez Rial y Juan Pablo Ferreira Centeno – Secretaría de Minería de Córdoba - Argentina

133

ESTUDIO DE DESULFURIZACIÓN DE RELAVES GENERADORES DE DAR, ANTES DE SU DISPOSICIÓN FINAL, COMO ALTERNATIVA DE MANEJO Y MITIGACIÓN DE IMPACTO AMBIENTAL Gerardo Zamora Echenique, Octavio Hinojosa Carrasco y Antonio Salas Casado – Universidad Técnica de Oruro, Bolivia

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ALTERNATIVAS PARA EL MANEJO DE LA POLUCIÓN DE AGUAS ÁCIDAS SUBTERRÁNEAS EN LA MINERÍA DEL COBRE Fernando Parada, Froilán Vergara, Mario Sánchez - Universidad de Concepción, Chile

157

CONTROL DE LAS AGUAS DURANTE LA EXPLOTACIÓN MINERA SUBTERRÁNEAS EN CUBA Diosdanis Guerrero Almeida yArmando Cuesta Recio - Instituto Superior Minero Metalúrgico de Mona, Cuba

167

TRATAMIENTO POR FLOTACIÓN DEL DRENAJE ÁCIDO DE MINA GRANDE DEL COBRE Beatriz Ramírez Serrano, Alfredo Lázaro Coello Velázquez y Juan María Menéndez Aguado - Cuba

181

ADSORCIÓN EN ZEOLITA Y CARBÓN ACTIVADO PARA LA ELIMINACIÓN DE METALES PESADOS EN MEDIO ACUOSO José de Jesús Bernal-Casillas, Walter Ramírez-Meda y Juan Villalvazo-Naranjo - Universidad de Guadalajara, México

195

INVESTIGACIÓN PARA EL TRATAMIENTO PASIVO DE LOS EFLUENTES DE METALES PESADOS SOCIEDAD MINERA CORONA – EX – UNIDAD DE PRODUCCIÓN CAROLINA I Jaime Alberto Huamán Montes - Universidad Nacional de Huamanga, Perú 

211

TECNICAS DE PREVENCION Y CONTROL DE LA GENERACION ACIDA EN MINERIA Osvaldo Aduvire – S.V.S. Ingenieros S.A.C, Perú

223

DIMENSIONADO DE SISTEMAS DE TRATAMIENTO DE AGUAS ACIDAS DE MINA Osvaldo Aduvire y Nereyda Loza– S.V.S. Ingenieros S.A.C, Perú 

235

PRODUCCIÓN MÁS LIMPIA Y BUENAS PRÁCTICAS EN EL MANEJO DE AGUAS EN MINAS SUBTERRÁNEAS Beatriz Olivo Chacin – Centro Venezolano de Producción Más Limpia, Venezuela 

249

Capitulo 3: CASOS PRÁCTICOS A NIVEL INDUSTRIAL CASOS ESTUDO A NÍVEL INDUSTRIAL

ESTUDIO DE LA CALIDAD DE LAS AGUAS SUBTERRÁNEAS DE CONSUMO Y DE RIEGO EN LAS ÁREAS MINERAS DEL DEPARTAMENTO DE ORURO - BOLIVIA Gerardo Zamora (UTO) , Clio Bosia (IRD), Corinne Casiot (IRD) , Jacques Gardon (IRD) y Pedro Vallejos (UTO)

275

LAVRA SUSTENTÁVEL E MONITORAMENTO DE AQUÍFEROS TERMAIS NA INDÚSTRIA TURÍSTICA DE CALDAS NOVAS E RIO QUENTE Carlos Enrique Arroyo Ortiz, José Fabio de Carvalho Haesbaert, José Fernando Miranda y Adilson Curi – Univ. De Ouro Preto - Brasil

291

ESTUDO DE ÁREA CONTAMINADA POR Hg NO MUNICÍPIO DE DESCOBERTO – MINAS GERAIS José Fernando Miranda, Adilson Curi y Carlos Enrique Arroyo Ortiz – Univ. De Ouro Preto - Brasil

301

A GESTÃO DE RECURSOS HÍDRICOS NO ÂMBITO DA MINERAÇÃO BRASILEIRA José Fernando Miranda y Janine Rodrigues Figueiredo – Univ. De Ouro Preto - Brasil 

311

21

REGIME HIDROLÓGICO DA ANTIGA MINA SUBTERRÂNEA DE GERMUNDE EM PORTUGAL José Margarida Da Silva y Adilson Curi – Univ. De Ouro Preto - Brasil  

323

O REBAIXAMENTO DO NÍVEL D’ÁGUA NA MINERAÇÃO A CÉU ABERTO NO BRASIL E SUAS IMPLICAÇÕES SÓCIO-AMBIENTAIS José Fernando Miranda Hernani Mota de Lima y Samuel Oliveira Lamounier – Univ. De Ouro Preto - Brasil

339

USO DE AGUAS SUBTERRANEAS EN LOS PROCESOS DE TRATAMIENTO DE MINERALES Y RELLENO DE GALERIAS EN EL PROYECTO RIO BLANCO Jaime Jarrin Jurado - Universidad Técnica de Oruro, Bolivia

349

PROYECTO DE CODIFICACION DE LA NORMATIVA TECNICO-LEGAL DE SEGURIDAD Y PROTECCION AMBIENTAL EN LA MINERIA SUBTERRANEA Y OTRAS EN LOS PAISES IBEROAMERICANOS.CASO AGUA EN MINERIA SUBTERRANEA (II) Guillermo Tinoco Mejía y Ana Rosa Fernández de Tinoco – Centro Venezolano de Producción Más Limpia, Venezuela

361

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DRENAJE ÁCIDO Y CONTAMINACIÓN DE AGUAS SUBTERRÁNEAS DRENAGEM ÁCIDA E CONTAMINAÇÃO DE AGUAS SUBTERRÂNEAS 

Capítulo 1

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DRENAJES ÁCIDOS DE MINA Alternativas de tratamiento

JOSE ENRIQUE SANCHEZ RIAL* JUAN PABLO FERREIRA CENTENO**

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

josesanchezrial@yahoo.com.ar **Jefe división Sensores Remotos y Sistemas de Información Geográfica – Secretaría de

Minería de Córdoba jp.ferreiracenteno@gmail.com

Resumen El agua de bajo pH es producida por un proceso natural en el que la percolación hídrica aeróbica por un substrato que contenga sulfuro de hierro activa y promueve el desarrollo de bacterias específicas tales como el Thiobacillus Ferrooxidans y Thibacillus Thioooxidans. El objeto de la presente ponencia es hacer un análisis crítico de los métodos que podrían aplicarse en el caso de drenajes ácidos de minas cerradas o abandonadas en América y ciertas recomendaciones sobre aquellas metodologías pasivas que parecen mas prometedoras, el involucramiento de la industria en lo que se llama, en general, el tratamiento de pasivos ambientales y, algunas disquisiciones sobre el ahorro de recursos mediante el recupero de materiales. Introducción Las bacterias aeróbicas autotróficas interactúan electro bioquímicamente en la capa superior de átomos de los cristales de sulfuros de hierro en general y en particular de la pirita con lo que se produce una reacción muy conocida: 4Fe2 + O2 + 4H4 ----------> 4Fe3

+ + 2H2O

Esta reacción que es una sobre simplificación de un conjunto de procesos, logra la lixiviación de metales pues permite, al mismo tiempo, la acumulación de biomasa bacteriana en minerales y soluciones; obtener una fuerte oxidación de muchos sulfuros y producir un alto potencial redox en el medio.

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Cualquier afloramiento con sulfuros de hierro que permita el acceso de agua en condiciones aeróbicas y ligero ph ácido incrementará la biomasa bacteriana y como subproducto se tendrá lo que llamamos un drenaje ácido. Cuando este drenaje resulta favorecido en algún porcentaje por la actividad minera se denomina drenaje ácido de mina. En la minería subterránea, de cuerpos cuya mena o ganga contenga sulfuros de hierro (pirita en particular), las probabilidades de poner en contacto estos minerales con agua en condiciones aeróbicas, es muy alta y, por ende, luego de un lapso de tiempo no muy prolongado se estará evacuando agua con valores de ph inferiores a 4. Cualquiera de los inconvenientes o ventajas que pudieran presentarse por los drenajes ácidos de mina durante el tiempo de explotación y por ende de beneficio, son enfrentados por numerosos métodos que se mencionarán brevemente en este trabajo debido a que no constituyen mas que un inconveniente mas de los tantos que enfrenta la industria. Por otro lado, cuando dichos drenajes se producen luego del cierre de las faenas mineras, estos, constituyen un problema completamente diferente: • Comienzan a producirse o, a

advertirse, luego de un largo período de inactividad de la mina y se han diluido todas las responsabilidades.

• A veces el período de inactividad es tan largo que ni siquiera se tiene

registro de las faenas mineras cerradas.

• La acidez no constituye el único problema. La realidad demuestra que numerosos metales migran disueltos en los drenajes.

• Afectan aguas superficiales y subterráneas de toda la cuenca de diversos modos. En algunos casos, es una mera disminución del ph general, pero en muchos otros la carga de metales precipita en parte y en parte llega a plantas de potabilización o de adecuación de agua a otros usos.

• El problema excede límites jurisdiccionales y las responsabilidades y alternativas de acción se diluyen burocráticamente.

• Los fondos para la solución son insuficientes o las soluciones son solo paliativos momentáneos.

• Los métodos activos para eliminar el problema que se aplican durante la operación de la mina superan los presupuestos de los gobiernos locales que tienen que atenderlos luego de que la operación minera ha terminado.

• Los métodos pasivos cuyos costos son manejables, son muy variados y, existen opiniones contradictorias respecto a su utilización.

Reseña de tratamientos pasivos

Los tratamientos pasivos que se han desarrollado en estos últimos años no hacen sino emular de un modo explícito algunos de los procesos químicos, físicos y biológicos que ocurren en la naturaleza. Por otro lado, contrariamente a lo que pasa con los métodos activos, no requieren el aporte de sustancias

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químicas destinadas a producir tal o cual reacción ni en general ningún tipo de elemento mecánico o atención específica durante el tratamiento salvo los mecanismos de control y monitoreo. Entre los procesos básicos que luego se combinan de algún modo se mencionan: los humedales artificiales (HA), los drenajes anóxicos en calizas (DAC o ALD en ingles anóxic limestone drains), los productores Continuos de alcalinidad (PCA o SAPS en inglés successive alkalinity producing systems), las piletas de caliza (PC), los canales de caliza (CC o OLC en inglés open limestone channels), Barreras reactivas permeables (BRP o PRB en inglés Permeable Reactive Barriers) y el tratamiento de arena calcárea (TAC) Humedales artificiales Se caracterizan por suelos saturados en agua o sedimentos de lagunas someras con vegetación adaptada a condiciones reductoras en la zona de sus rizomas. Por

ende se construyen a los fines de imitar las condiciones de aquellos que cuyo éxito relativo se conoce. Los procesos por los cuales se retienen metales en los humedales o pantanos son diversos y en orden de importancia se mencionan: 1. Formación y precipitación de

hidróxidos metálicos 2. Formación de sulfuros metálicos 3. Reacciones de formación de

complejos orgánicos 4. Intercambio con otros cationes de

carga negativa 5. Toma directa de los metales por las

plantas Puede ocurrir cierto grado de simultaneidad de estos procesos y se menciona la existencia de otros cuya importancia todavía no está bien determinada tal como la neutralización con carbonatos presentes, la unión de los metales a los materiales del substrato, la adsorción de los metales en capas de algas, etc.

Fig. 1. Esquema de un humedal aeróbico

Existen al menos dos tipos de humedales artificiales a saber: Humedales Artificiales Aeróbicos Este tipo de humedal o pantano artificial cuyo esquema básico se muestra en la

figura 1 se basan en la existencia de un vaso con una base relativamente impermeable cubierta de materia orgánica de no más de 1m de espesor cubierta por una capa de agua de no mas de 30 cm de profundidad. Generalmente se usan para lograr un tiempo de residencia y aireación del

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efluente de manera que los metales puedan precipitar.

Las plantas que se pueden ver tanto en las orillas como en el mismo humedal

tienen la función de proveer materia orgánica y buen aspecto paisajístico.

Fig. 2. Conjunto de humedales artificiales escalonados

En estos pantanos de gran extensión superficial y un flujo muy lento se produce la oxidación e hidrólisis de los metales que se depositan en el fondo. Los factores que influyen en el éxito de estos humedales son, entre otros: • La concentración de metal en el

input • Contenido de oxígeno disuelto • PH y alcalinidad neta del agua • Presencia de una biomasa bacterial

activa • El tiempo de detención y tránsito

del agua que contiene los metales a través del humedal.

De todos estos, el pH y la alcalinidad del agua son muy importantes debido a su influencia en la solubilidad de los hidróxidos metálicos que precipitan y la cinética de la oxidación y la hidrólisis de los mismos. La hidrólisis de los metales produce acidez que es neutralizada por la alcalinidad del agua lo que permite la continuidad de la precipitación. Cada punto que baja el pH la oxidación inorgánica se reduce lo que es compensado por la oxidación orgánica. La oxidación del manganeso ocurre a un pH mayor a 8 mientras que la acción

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microbiana cataliza esta reacción que se logra a un pH algo mayor a 6. La precipitación de manganeso se inhibe cuando hay Fe+2 en el sistema por lo que se sabe que este fenómeno se producirá tan solo en las últimas fases de un humedal. En suma, este tipo de pantanos artificiales es recomendable para contenidos de agua netamente alcalinos por lo que se verá que en su diseño se incluirán procesos que aumenten la alcalinidad como es el caso de drenajes alcalinos anóxidos que se describen brevemente mas adelante. La oficina de minas del Servicio Geológico de los Estados Unidos ha promovido ciertos criterios para la determinación de la superficie de un humedal basado en lo que se usa en la industria del carbón. De este modo, se dice que los m2 del humedal serán el resultado de dividir por 0.7 la carga ácida, expresada en galones por día. No recomienda este tipo de proceso cuando la acidez supere los 300mg/l y cuando el diseño se basa en la capacidad de remover hierro aplica 10g/m 2/día. Humedales Artificiales Anaeróbicos El esquema básico que se muestra en la figura 3 se basa en la existencia de un vaso de base relativamente impermeable con una cubierta de agua de no mas de

30 cm seguida de una capa de material orgánico de no más de 60 cm y una capa de carbonatos o calizas de no más de 25 cm de espesor. En estos casos se intenta que el agua pase a través de substratos ricos en materia orgánica. Se puede contar con un lecho de caliza al fondo o mezclar la misma con el substrato orgánico y las plantas del humedal se trasplantan directamente en el mismo. Es obvio que este tipo de humedal se usa cuando el influente es netamente ácido por lo que la alcalinidad se genera directamente en el humedal y se contacta con el ácido previo a la precipitación de los metales. Existe un mecanismo inorgánico para la producción de la alcalinidad como es el de la reacción de la caliza con la acidez de influente.

CaCO3 + H+ = Ca+2 + HCO3 – Por otro lado la acción bacteriana tal como la de Desulfovibrio o Desulfotomaculum que pueden utilizar el substrato orgánico como fuente de carbono expresado como CH2O.

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

Normalmente se debe esperar que exista una combinación de ambas.

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Fig. 3. Esquema de Humedal anaeróbico

Estos humedales tienen procesos de oxidación e hidrólisis de metales en las capas superficiales mientras que también se llevan a cabo mecanismos de reducción microbiana y química bajo la superficie que llevan a la precipitación de los metales y la neutralización del ácido. El agua se infiltra a través de una gruesa capa orgánica cada vez mas anaeróbica debida a la alta demanda biológica de oxígeno. La mayor parte de los procesos que se dan en los humedales aeróbicos, mejoran en éstos incluyendo la formación de sulfuros metálicos, la generación de alcalinidad debido a la acción biológica así como a la constante disolución de los carbonatos minerales. Esta formación constante de alcalinidad las hace aptas para el tratamiento de influentes netamente ácidos y altos contenidos de Fe. A largo plazo, y no previendo un modo de agregar carbonatos, la alcalinización bacteriana adquiere una gran importancia.

Para el diseño se está usando un factor de contenido de Fe de 10 g/m2/día.1 Análisis crítico La bibliografía de los casos de estudio con el uso de humedales artificiales es abundante y, muchas veces, contradictoria. Se dice que al menos un 80 a un 85 % del Fe proveniente de los DAM puede ser retenido en el fondo y en algunos casos absorbido en los rizomas de las especies que se plantan en estos pantanos. No existen reportes positivos en cuanto al Mn y si los hay en cuanto al Al. Todos los reportes coinciden en que la neutralización se mantiene durante mucho tiempo sin embargo la mayor parte de ellos reconoce que la continua precipitación satura los humedales y disminuye la biota necesaria para llevar adelante los procesos.

1 Ver referencia 1 en lecturas recomendadas

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Esta saturación puede ocurrir luego de un par de años pero hay casos reportados en los cuales la calidad del DAM causa el problema en menos de 7 meses. La extensión de su vida útil suele lograrse por el agregado de agua orgánica donde se incluyen líquidos derivados de plantas cloacales. Sin embargo cuando estos procesos se hacen más y más seguidos, el tratamiento puede llegar a dejar de considerarse “pasivo”. La realidad es que la retención de sulfuros e hidróxidos de hierro en los humedales no esta bien comprendida en el largo plazo.

Una aproximación interesante es la del “sembrado” de microorganismos de tanto en tanto que reactivarían las características de los humedales pero no existen reportes definitivos respecto a esta iniciativa ni se conocen firmas que comercialicen algún producto estándar. El tamaño de los humedales artificiales aeróbicos parece un inconveniente para el caso del relieve quebrado de muchas de las zonas mineras de cordillera por lo que el menor tamaño aparente de los pantanos anaeróbicos los haría mas recomendables, como puede verse en la foto de la foto de la figura 4.

Fig. 4. Algunas lagunas artificiales anaeróbicas

También resulta conveniente advertir respecto a los cambios en el influente debido a cuestiones climáticas. Este es el caso de temporadas de lluvias intensas como ocurren en ciertos sectores de zona andina o el caso de los deshielos en el caso de cordillera en zona de Mendoza y

San Juan en Argentina. La llegada de agua fresca cambia totalmente la dinámica bioquímica del sistema por lo que conviene su estanqueidad respecto a inputs previsibles.

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Drenajes anóxicos con calcáreos

Fig. 5. Esquema de un drenaje anóxico sobre caliza

La figura 5 ilustra el esquema en corte transversal de una trinchera rellena con material calcáreo con una cubierta de suelo de no más de 30 cm y un cobertor plástico de no más de 10 mm. El agua entra así a la caliza en condiciones anóxicas de manera que ésta aumenta el pH y agrega alcalinidad. El hierro en el influente no se precipita sobre la caliza ni obtura los poros debido a que el Fe+2 no lo hace como hidróxido a pH inferior a 6. Este tipo de tratamiento comenzó como un agregado anterior a los humedales naturales y artificiales como un modo de añadir alcalinidad ya que el Fe precipita a la salida del drenaje al encontrar condiciones aeróbicas. En algunos casos se han usado como único tratamiento básicamente cuando el influente proviene de bocas de minas profundas con pH bajo y contenidos de Fe relativamente limitados. Cuando existe una cantidad importante de Fe+3 o Al+3 se puede producir la precipitación de hidróxidos tanto de Fe

como de Al y obturar los poros de la cama de caliza con lo cual el drenaje queda inutilizado. Aún cuando la cantidad de los dos cationes sea menor se debe tener un especial cuidado en la velocidad de paso a través del drenaje. En general se establece que si existe hierro férrico en el DAM a tratar o es demandante de oxígeno, no se podrían usar este tipo de tratamientos debido a que, en corto tiempo salen de operación. El control de los mismos es relativamente simple ya que basta con tomar muestras a la salida y el pH no debería ser inferior a 5.5.

El otro punto importante es asegurar la estanqueidad del drenaje de modo de asegurar el paso del influente hasta el final del mismo en el volcamiento final o en el humedal artificial según sea el caso. Esto puede hacerse con el mismo material del cobertor en el fondo y paredes o con suelo compactado inerte o con contenido calcáreo tanto en paredes como en el fondo del canal de drenaje.

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Fig. 6. Drenaje anóxico vertical

La figura 6 ilustra una forma constructiva sencilla en terreno quebrado que no es mas que uno o mas tubos de cemento de no mas de 60 cm de diámetro rellenos de caliza con una o varias salidas en su parte inferior. El DAM llega por medio de un canal superior A, que puede estar cubierto o un tubo para asegurar la anóxia, saliendo alcalinizado por la parte inferior B. Análisis crítico Este sistema de caños enterrados sería una opción barata e interesante para el caso de ciertos sectores andinos donde además se puede limitar la limpieza circundante y la tala de especies en peligro.

Del mismo modo que ocurre para otros de estos sistemas, no parece existir impedimento alguno para que, al menos el caso de los drenajes anóxicos verticales puedan ser construidos en interior mina aprovechando parte de las labores existentes en puntos anteriores a la salida de los DAM, dejando para la superficie tan solo las lagunas de decantación y precipitación de metales contenidos. Productores Continuos de alcalinidad

Este tipo de sistema resulta de la combinación de los Drenajes Anóxicos en Caliza (DAC) con un substrato orgánico.

F ig. 7. Esquema de un PCA

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En este caso el agua acidulada proveniente de la mina se acumula en un vaso de humedal de manera que de pelo de agua hasta el fondo orgánico no haya más de 3 m de profundidad. Este fondo de compuesto orgánico no supera los 30 cm de altura y se apoya sobre un fondo de roca carbonática de no más de 1 m de espesor. Por debajo del humedal se ubica una serie de drenajes que recorren el fondo sobre una membrana impermeable por donde sale el efluente neutralizado. El agua proveniente de este humedal es conducida a una o a una serie de humedales aeróbicos donde precipitan los metales contenidos aún en el líquido. El substrato orgánico contribuirá al consumo del oxigeno en el agua y al paso de hierro férrico a ferroso. La granulometría y el empaquetamiento de la caliza así como el diámetro de los drenajes debe tener un ajustado diseño de manera de evitar que la precipitación de Fe y Al obturen el paso del agua. Los DAM con alto Al y Fe pueden llegar a necesitar un sistema de mantenimiento que lave la caliza y los drenajes por circulación de agua a presión con lo cual un sistema “pasivo” pueda llegar a no serlo tanto. Si bien las aplicaciones que muestra la bibliografía son humedales externos nada impide el aprovechamiento de galerías y cámaras cercanas a la superficie de salida dejando tan solo el sistema de humedales aeróbicos de precipitación de metales en la parte externa.

La figura 7 ilustra el esquema típico de construcción de este tipo de humedales donde es de destacar, como en todos los demás el costo de excavación y el uso de terreno superficial. Análisis crítico Con relativamente poco esfuerzo se puede ahorrar terreno superficial ubicando el PCA en una zona interna de la mina que sea colectora de los DAM en la parte que salen al exterior sea el caso de una salida única o de varias. Se menciona la posible necesidad de incluir algo de caliza en el mismo substrato orgánico para ayudar en el proceso de alcalinización y se indican ciertas dificultades en la precipitación tanto de Al como de Fe anteriores a los humedales aeróbicos destinados para ello. El problema principal radica en un cambio en las condiciones químicas del DAM donde se manifieste un crecimiento en Fe+3 o Al+3 que precipiten y cubran la caliza impidiendo su acción, cosa que se manifestará debido al mantenimiento o poco cambio en el pH del drenaje. Piletas de Caliza (PC) Este es uno de los procesos pasivos mas simples ya que constituye en un estanque excavado como para contener un espesor no mayor de 1 metro de caliza sobre la que se vierte el DAM que escurre a través de la misma neutralizándose y escurriendo por los drenajes de fondo a las piletas de decantación y precipitación.

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Además de las sencillez constructiva que puede aplicarse en interior mina sin mayores problemas, la ventaja de este tipo de proceso está en que cualquier operador puede darse cuenta de la disolución de la caliza y proceder a su agregado o puede observar la formación de precipitados de hidróxidos de Fe o Al y proceder manualmente a la rotura de de los mismos reavivando la circulación a través de la caliza. Análisis Crítico Se debe recordar, sin embargo, que no podrán ser usados con DAMs conteniendo Fe3+ o Al3+ debido a que estos precipitarán de inmediato obturando los poros e inutilizando el sistema en poco tiempo. La solución en estos casos es la revisión constante del estado del substrato calizo para proceder a la fragmentación de las capas de hidróxido que impidan su trabajo. Esto sin embargo agrega un costo de personal, movilización y traslado en una cierta periodicidad mas corta que la que la que se prevé cuando ninguno de estos cationes está presente. Canales de caliza (CC) Este es, probablemente, el método más simple de alcalinización de un DAM ya que consiste en un canal que no supera el metro de ancho y no más de 30 cm de profundidad de manera que paredes y fondo se encuentran cubiertos con roca carbonática. No se trata de una colocación manual, es decir no se trata de un canal revestido

con placas, teselas o mosaicos de carbonato sino el simple agregado de material calcáreo de una granulometría suficiente para que se sostenga en el talud de los costados del canal. El proceso de alcalinización se logra sencillamente por la circulación del DAM por dicho canal y la disolución de la caliza. El parámetro de diseño fundamental es la velocidad y por ende la pendiente. La circulación debe ser tal que asegure la disolución del carbonato pero, al mismo tiempo que impida la precipitación de películas de hidróxidos que anulen el proceso. Existen algunas recomendaciones en la bibliografía que hablan de una pendiente del 20 % mas menos 2 %, sin embargo existen varios ejemplos con pendientes mucho mayores. El otro parámetro sea probablemente el largo del recorrido que terminará en una pileta o humedal de decantación y precipitación de los metales contenidos en el DAM. Este parámetro puede calcularse con cierta facilidad en pruebas simples de laboratorio con modelos a escala. Se han registrado disminuciones de acidez del 62 % en tan solo 11 m de canal con una pendiente del 45 % y otros casos donde la disminución ha sido tan solo del 36 % en 49 m de largo con una pendiente del 20 %.

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Es obvio que en interior mina existen condiciones óptimas para la construcción de este tipo de canales y es muy probable que la mayoría de las faenas permitan la construcción de los piletones de precipitación y decantación antes de que el DAM neutralizado y libre de cationes llegue a la superficie. El mantenimiento del canal es relativamente simple con el agregado de caliza en el momento que sea necesario o aún la rotura a mano de aquellos sectores con películas aislantes de hidróxidos precipitados. Análisis Crítico La construcción de este tipo de elementos en interior mina, como todos los anteriores, es muy interesante desde el punto de vista que libera espacio en superficie y esto es mejor para el ambiente, sin embargo, obliga a tener en cuenta la estabilidad de las faenas mineras afectadas por el proceso y por ende, y por ende, deben mantenerse las

revisiones y reparaciones de todas las condiciones de seguridad correspondientes al laboreo subterráneo. Otro parámetro interesante está dado por el proveedor de alcalinidad y la pureza del material. Un aumento en la pureza hará lo propio con los costos y una disminución probablemente tenga su correlato con el rendimiento. En el laboratorio de la Secretaría de Minería de Córdoba se está comenzando a experimentar con otras fuentes de calcio como el caso de la Wollastonita (Silicato complejo de calcio) que parece ofrecer ventajas comparativas con el carbonato de calcio. Barreras reactivas permeables No resulta nada raro que en la zona peri cordillerana y cordillerana, las faenas mineras se encuentren por encima de zonas de conos de deyección o de detritos permeables.

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Es posible entonces que las labores inferiores drenen hacia estos sectores más permeables como DAMs.

La barrera reactiva permeable no es otra cosa que un cierto espesor de material

permeable ubicado en la dirección de la corriente subterránea de material no deseable interpuesta antes de que este llegue al sistema hídrico natural.

Fig. 8. Esquema de uso de una barrera

El esquema de la figura 8 muestra el caso de un conjunto de labores en altura abandonadas y de difícil acceso cuyos DAM ingresan a un cono de deyección y afectan los acuíferos que se originan en el mismo. En la posición B del esquema, es posible construir una barrera donde el acceso tanto para el proceso constructivo como para el monitoreo y cualquier intervención posterior resulta mucho mas cómodo. La construcción de una barrera es relativamente sencilla ya que se trata de una excavación que atraviese la pluma de drenajes no para retenerlos sino para que pasen a través de ella. Se reconocen dos formas posibles:

• Barrera continua: En este caso la excavación tiene el largo suficiente para cubrir todo el acuífero afectado.

• Barrera reconducida: Se trata de un elemento impermeable tanto de Hº como de suelo consolidado que cuenta con puertas permeables que constituyen la verdadera barrera reactiva por donde la pluma afectada es reconducida.

Elementos agregados o de control son tanto los piezómetros anteriores y posteriores a la barrera así como las perforaciones de muestreo anteriores al mismo. Existen una serie de condiciones referidas al relleno de la excavación que es en suma la barrera:

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• Reactividad: Se espera que el material sea suficientemente reactivo con el efluente para asegurar el menor tiempo de residencia

• Estabilidad: Es deseable que el material permanezca reactivo durante mucho tiempo dado que su reemplazo no resulta una tarea sencilla. Se espera además que esta estabilidad se mantenga aún con cambios en las condiciones del efluente, el clima o la carga hidráulica.

• Disponibilidad y costo: Es obvio que este es un elemento a tener en cuenta ya que no disponer de, por ejemplo, wollastonita o autunita en cantidad y costos aceptable derivará el diseño a elementos mas aceptables como calizas o calcarenitas si éstas estuvieran disponibles en la zona.

• Comportamiento hidráulico: Es obvio que la permeabilidad deberá ser mayor que la del acuífero que se intercepta o al menos igual y el tramo a atravesar con ese coeficiente de permeabilidad deberá ser tal que asegure la reacción de todo el efluente con el reactivo

• Compatibilidad ambiental: La reacción no debe producir subproductos que resulten ser una fuente de afectación el medio en si mismos.

• Seguridad: El material reactivo debe ser seguro a la manipulación.

Análisis Crítico En el caso particular que se plantea, que resulta bastante común para Sudamérica, este mecanismo resulta mas que interesante y su diseño y construcción

puede ser llevada adelante por gobiernos locales en aquellos casos que las faenas mineras se encuentren abandonadas. Como suele ocurrir en otros casos puede resultar importante la instalación de lagunas de decantación y precipitación de metales a seguir de la barrera. Tratamiento de arena calcárea En este caso una cierta cantidad de carbonato molido a malla (arena gruesa entre 1mm y 2mm) se vierte sobre los arroyos que reciben el DAM de forma que este agregado carbonático alcalinice la corriente a lo largo de su curso. Análisis Crítico Si bien se menciona como un proceso pasivo no es otra cosa que un paliativo para los casos en los que tan solo se desea la neutralización y la precipitación final de hidróxidos insolubles es un problema. Una metodología similar aunque usando líquido se ha usado en la zona de Elliot Lake (Notario – Canadá) con los DAM originados por los diques de cola. En este caso un depósito ubicado cerca de la corriente de agua que recibe el drenaje ácido contiene un recipiente de agua de cal (agua de cal apagada) que se vacía por medio de un caño con un caudal adecuado a la reacción que se desea. Este recipiente se llena de líquido de manera periódica del mismo modo que se debe arrojar arena calcárea a la corriente cada cierta cantidad de tiempo. Estos procesos de mantenimiento pueden ser programados pero pueden precipitarse debido a los resultados de los análisis que se lleven a cabo y que aconsejen una intervención. Si bien el

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sistema puede calificarse como pasivo, requiere, como se ve, cierta cantidad de acción del personal a cargo que sube los costos de operación que son el item más interesante de este tipo de procesos. Árbol de decisión El siguiente gráfico extraído y modificado de Hedin et al, 1994 muestra un flujo de decisiones posibles atendiendo al tipo de drenaje que podría encontrarse a la salida de un conjunto de faenas mineras subterráneas, que es el objetivo del presente aunque es perfectamente aplicable al DAM de cualquier origen. En este cuadro se reconocen los estudios necesarios en cada etapa, los procesos recomendables y la combinatoria posible. Comienza el flujo reconociendo los parámetros de diseño: Caudal: Si existiera una sola boca de salida este estudio no presentaría en general ningún tipo de problemas. Sin embargo resulta bastante común que, un conjunto de labores mineras subterráneas avenen la carga hídrica por numerosas bocas y aún por sectores no trabajados. Importa entonces reconocer el caudal total así como su distribución y el modo en el que los líquidos se agrupan y hacia donde derivan. Si los DAM derivan hacia más de dos corrientes naturales aún cuando luego se junten será necesario tener en cuenta tratamientos separados o las obras

complementarias de captación y reconducción unificada. Si los costos de obras complementarias de unificación de inputs son muy elevados en comparación con la ejecución de facilidades de tratamiento por separado, se deberá tener en cuenta la necesidad de caracterizar tanto la química como la carga en suspensión de los influentes a cada sector de proceso por separado. Se hace referencia al caudal del DAM antes de entrar al sistema natural con posible uso inmediato. En el caso planteado para el uso de Barreras Reactivas Permeables, el caudal de diseño se debe reconocer en los lugares aguas arriba del sitio de descarga al sistema superficial. Es decir que la medición del caudal a la salida de mina antes del ingreso al cono de deyección es poco menos que inútil. Caracterización Química: Este estudio debe incluir al menos los siguientes aspectos: Acidez: Si bien el pH es una medida bastante común para la expresión de la acidez o alcalinidad, en este trabajo se prefiere medir la acidez en COCa equivalente es decir en la cantidad de carbonato necesario para neutralizarla. La tabla 1 extraída de Aduvire et al2, establece una interesante clasificación de la acidez de un DAM con lo cual será posible ingresar al flujograma de la figura 8.

2 Artículo sin mayores referencias en WEB, corresponde a la lectura recomendada 2

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Gracias a esta tabla se puede decir que los tipos 1 a 3 corresponden a la rama de las aguas netamente ácidas y los tipos 4 y 5 a la tipología netamente alcalina en el flujograma de la figura 8. Demanda de oxígeno (DO): Se refiere a la demanda total de óxigeno disuelto expresada en miligramos de oxígeno diatómico por litro (mgO2/l). Aunque la mayor demanda de oxigeno será posiblemente de tipo químico no de be descartarse la demanda biológica y es conveniente hacer ambas determinaciones (DQO y DBO) por separado y sumar los resultados.

Carga química: Se hace referencia a los metales de carga en el DAM, en particular Fe+3 y Al+3, aunque no se debe dejar de reconocer el resto de los elementos que pueden estar incorporados tales como Cu, Cd, etc. El flujograma de la figura 8 permite la selección de un tipo de proceso o tratamiento o combinación pero la existencia de otros metales requerirá un ejercicio de diseño extra basado en ensayos de laboratorio muy bien acotados.

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

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

1 Muy ácido Acidez neta > 300 mg/l de CO3Ca equivalente 2 Moderadamente ácido Acidez neta entre 100 y 300 mg/l de CO3Ca equivalente 3 Débilmente ácido Acidez neta entre 0 y 100 mg/l de CO3Ca equivalente 4 Débilmente alcalino Alcalinidad neta < 80 mg/l de CO3Ca equivalente 5 Fuertemente alcalino Alcalinidad neta mayor o igual a 300 mg/l de CO3Ca

equivalente

Algunos ejemplos interesantes Mina La Mejicana (Argentina): Esta mina fue explotada por métodos subterráneos fundamentalmente durante el siglo XIX y en ella todavía existe un cable carril que llevaba mineral de Au, Ag y Cu a Chilecito (pequeño Chile) con un recorrido de mas de 34 km y un desnivel de mas de 3100 m. Como puede verse en la fotografía de la figura 9, la zona de explotación se encuentra en un escudo de oxidación que desemboca en el Rio Amarillo. Este río tiene en las cercanías de la mina y por ende en su naciente un pH de 3, con aproximadamente 1200 ppm de Fe, y cerca de 3000 ppm de S. Se menciona la presencia de As, Mo, Cu, Pb y Zn y se menciona por otro lado que la carga de Fe y de S disminuye a 1.2 ppm y 160 ppm respectivamente al llegar a la zona baja. Esta mina está en estudio para su reactivación en la actualidad y resulta impensable tal cometido si no se tienen en cuenta en el proyecto todos los mecanismos pasivos para el tratamiento de estos drenajes que se están produciendo tanto de la mina como del escudo de oxidación circundante. Sin tener en cuenta la necesaria caracterización de los posibles DAM de la mina así como de la predicción de su

caudal es posible que un proceso de Barreras Permeables Reactivas sea el mejor modo de lidiar con este problema, combinados con un conjunto de lagunas de decantación. Existen otras alternativas interesantes como los canales de caliza en interior mina que podrían construirse sin mayores in convenientes. Mina Wheal Jane (UK): Explotada básicamente por Sn, fue cerrada em 1991 y sus labores se inundaron completamente. Uno de los cierres falló en 1992 y con ello mas de 50000 m3 de agua ácida se volcaron al medio. El conjunto de procesos construido en 1994 consiste en una combinación de drenajes aeróbicos y anóxicos en caliza seguidos de un filtro especial de caliza y de lagunas de decantación. De este modo el pH de aproximadamente 3 en el input se elevaba por etapas a 4.5, 5, y 6.8 a la salida del filtro y entrada a las lagunas de decantación. Mientras que el Fe pasaba de 161.3 mg/l a 0.4 mg/l al entrar a las lagunas finales y el sistema. Este complejo sistema se llevó adelante además teniendo en cuenta aspectos geográficos estéticos que armonizan con la región.

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Fig. 9. Vista desde la mina La Mejicana.

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

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Mina Lilly/ Orphan Boy Montana (USA): Explotada básicamente por Pb, este emprendimiento dejó de operar en 1950. Es una región de abundante cantidad de nieve con derretimientos en primavera que producen grandes crecidas. El agua presenta un nivel estático ubicado en la galería E (fig. 10) por donde vierte al ambiente un caudal promedio de 11 l/min con ciertas cantidades de Al, Cd, Cu, As, Mn, Fe, Zn y sulfatos en general así como una acidez de pH 3.

La US Environment Protection Agency diseñó un sistema que fue finalmente construído y que consiste en un biorreactor que se ubica “colgado” en el pique principal B por medio de una serie de cables que se sostienen desde la boca A. Este birreactor es básicamente un substrato de materia orgánica (básicamente aserrín y guano de vaca) que mantiene una población de bacterias sulforeductoras.

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

A los fines de agregado de materia orgánica se han perforado los pozos C y se ha hecho lo propio con el pozo D como punto de control de efluente. Los resultados son mas que interesantes en cuanto a que el efluente saliendo en E está neutralizado y la cantidad de metales disueltos es la permitida por las regulaciones ambientales. Lo mas interesante de este caso es el hecho que la instalación es en interior mina y que se previeron los métodos para

el agregado de substrato orgánico sin necesidad de acceder al pique principal. Es posible que una barrera permeable reactiva ubicada al pie de la escombrera que nace en la salida del agua en E, hubiera dado también buenos resultados aunque el hecho de que se produzcan crecidas estacionales en la primavera podrían haber dificultado su diseño. Conclusiones

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Los tratamientos pasivos para los drenajes ácidos de mina constituyen una alternativa válida para la solución del problema que se presenta en Sudamérica. Si bien es cierto que su aplicación es mucho mas barata cuando se prevé y se ejecuta durante el tiempo de operación minera, no exige demasiado a los presupuestos locales y regionales donde los gobiernos locales y la comunidad deben lidiar con esta situación heredada. Los DAM provenientes de laboreo subterráneo propiamente dicho, sea en forma directa de las faenas o de sus escombreras admiten tratamientos pasivos en interior mina en la medida

que su aplicación no implique revisiones y mantenimiento posterior a la instalación. Estudiar tratamientos pasivos en interior de mina constituye además una alternativa muy interesante en los casos de escasez de terreno de relieve moderado o condiciones climáticas extremas con mucha precipitación de agua y crecidas. Las barreras reactivas permeables constituyen una solución simple y relativamente económica de regiones minadas que aportan DAM en las cabeceras de los conos de deyección.

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

Nombre Fluido Parámetros de diseño Int. mina

Referencias

Humedal aeróbico

Agua netamente básica

• 10 a 20 g/m2/d de Fe • 0.5 a 1 g/m2/d de Mn

No Hedin et al. 1994

Humedal anaeróbico

Agua netamente ácida con poco caudal

• 3.5 g/m2/d de acidez • Conductividad hidráulica

Del substrato entre 103 y 104 cm/seg.

• Tasa de reducción de sulfatos de aproximadamente 300 mmoles/m3/dia.

• Carga hidráulica para permitir el flujo

No Hedin et al 1994

Drenaje anóxico en caliza

Agua netamente ácida. Demanda de oxígeno (DO)y Fe3+. Al<1.0 mg/l

• Tiempo de contacto de 15 hs

• Clastos de caliza de 6 a 15 cm de diâmetro aparente.

• Estimación Del tiempo de consumo de La caliza

Si Hedin et al. ADTI HANDBOOK 1998

Productor continuo

Agua netamente

• 15 a 30 cm de material orgánica permeable.

Si ADTI HANDBOOK

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de alcalinidad

ácida.

• 15 hs de contacto con la caliza

• Clastos de caliza de 6 a 15 cm de diâmetro aparente.

• Estimación Del tiempo de consumo de La caliza

1998

Barreras reactivas permeables

Agua netamente ácida. Demanda de oxígeno (DO)y Fe3+. Al<1.0 mg/l

• Caudal de entrada • Largo de barrera • Material reactivo • Posibilidades de

reemplazo

Si ITRC 2005

Lecturas recomendadas

1. ADTI Handbook - ACID DRAINAGE TECHNOLOGY INITIATIVE. 1998 2. Aduvire H., Vadillo L., Aduvire O. Innovaciones en la caracterización de Aguas

Acidas de minas y su tratamiento con tecnologías ecológicas. 3. Ehrlich H. L, Geomicrobiology. Rensselaer Polytechnic Institute, Troy, New

York. 2001 4. Doshi S. M. Bioremediation of Acid Mine Drainage using sulfate-reducing

bacteria. U.S. Environmental Protection Agency. 2006. 5. Hedin, R. y Nairn , R. Designing and sizing passive mine drainage treatment

systems. In: Proceedings, Thirteenth West Virginia Surface Mine Drainage Task Force Symposium, April 8-9, 1992, Morgantown, WV.

6. Hedin, R.S., R.W. Nairn, and R.L.P. Kleinmann. 1994. Passive treatment of coal mine drainage. USDI, Bureau of Mines Information Circular IC 9389. Pittsburgh, PA.

7. Interstate Technology & Regulatory Council Permeable Reactive Barriers Team. Permeable Reactive Barriers – Lessons learned / New Directions. 2005

8. Ruiz-Oriol Macián, Concepción Caracterización de los procesos de eliminación de metales de aguas ácidas utilizando magnesia caústica. Aplicación al tratamiento in situ Universitat Politècnica de Catalunya, 2004

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AVALIAÇÃO DE COBERTURA SECA DE ENTULHO DE CONSTRUÇÃO CIVIL PARA REMEDIAÇÃO DE DRENAGEM ÁCIDA EM

MINA Evaluación de la cubre seca de residuos de

construcción al recurso en drenaje ácida de mina

NATÁLIA CRISTIANE DE MORAES E- mail: nataliacristianem@yahoo.com.br

JOSÉ MARGARIDA DA SILVA E-mail: jms@demin.ufop.br

ADILSON CURI E-mail: curi@demin.ufop.br

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

RESUMO Dentre os impactos ambientais da lavra, inclusive da modalidade subterrânea, e também na área da construção civil, está a drenagem ácida de mina (DAM).Trabalhos importantes vêm sendo realizados com a intenção de evitar a geração ou tratar a DAM nas regiões brasileiras. As principais alternativas consideradas são coberturas secas (amplamente utilizadas), aditivos alcalinos e tratamento ativo da DAM. Outra opção é a concentração/isolamento de sulfetos. Com a dessulfurização dos rejeitos de mineração preliminarmente à disposição final, o potencial de geração de acidez, e conseqüentemente a lixiviação dos metais, são consideravelmente reduzidos, obtendo-se significativos ganhos ambientais e econômicos. Em vista do exposto, o presente trabalho buscou avaliar a efetividade do sistema de cobertura seca com entulho de construção civil, em diferentes proporções, como forma de minimizar ou evitar o desencadeamento da DAM. Para tanto, foram realizados experimentos em colunas de lixiviação em laboratório, que evidenciaram uma redução de mais de 90% no potencial gerador de acidez da DAM, caracterizando uma alternativa promissora na remediação da drenagem ácida de mina. Palavras-chave: drenagem ácida de mina, resíduos de mineração, entulho de construção civil e acidez. RESUMEN

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Entre los impactos ambientales del lavra, además de la modalidad subterránea, y también en el área construcion civil, es drenajo ácida (DAM). Los trabajos importantes han sido cumplidos con la intención de evitar la generación o tratar el DAM en las áreas brasileñas. Las alternativas consideradas principales son los cubres secas (completamente usó), tratamiento alcalino y activo adictivo de DAM. Otra opción es la concentración / el aislamiento del sulfetos. Con el dessulfurización del rejeitos de minar el preliminarmente a la último disposición, el potencial de generación de acidez, y por consiguiente el lixiviación de los metales, está considerablemente reducido, obteniéndose significante ganado ambiental y barato. En vista del expuesto, el trabajo presente buscado para evaluar la efectividad del sistema que cubre seca con construir el vertedero del sitio, en las proporciones diferentes, como el formulario de minimizar o evitar el desencadeamento de DAM. Para tanto, los experimentos eran cumplidos en las columnas del lixiviação en el laboratorio, que los evidenciaron una reducción de más de 90% en el potencial generador de acidez de DAM, caracterizando una alternativa prometedora en el recurso del drenajo ácido.

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

1. INTRODUÇÃO

A extração mineral tornou-se uma atividade indispensável para a sociedade moderna, devido à importância que os bens minerais e seus derivados assumiram na economia mundial. Entretanto, a continuidade e expansão das atividades de mineração no Brasil e no mundo dependem de um forte compromisso com a preservação e recuperação do meio ambiente (Rebouças et al., 2006).

A DAR (drenagem ácida de rocha) é formada pela oxidação de minerais sulfetados, principalmente pirita (FeS2), expostos à ação do oxigênio atmosférico e água, com mediação bacteriana. Quando a DAR está relacionada à

atividade mineradora, o processo passa a ser chamado de drenagem ácida de mina (DAM). Uma das principais conseqüências da DAR é a solubilização de metais pesados associados aos minerais sulfetados, devido ao baixo pH (menor que 4,5), os quais podem contaminar recursos hídricos adjacentes. A Drenagem ácida de mina é um dos fatores mais importantes na ocasião do fechamento definitivo de uma mina, seja a céu aberto ou subterrânea. Ela implica em monitoramento, correções e atitudes necessárias para que se tenha uma situação mais próxima possível do inicial ou que não traga conseqüências inadequadas ao meio ambiente.

Segundo Fergusson e Erickson (1987), citado por Pastore e Mioto (2000), o fenômeno da geração de

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drenagem ácida pode ser descrito por quatro reações básicas que, por sua vez, estão agrupadas em três estágios (reações 1 a 4), formando um ciclo. Estas reações estão envolvidas na quebra da pirita que, na presença de água e oxigênio, produzem ácido sulfúrico.

Estágios I e II

FeS2 + 7/2 O2 + H2O Fe2+ + 2 SO4

2- + 2H+ (1)

Fe2+ + 1/4 O2 + H+ Fe3+ + ½ H2O (2)

Fe3+ + 3 H2O Fe(OH)3 (s) + 3 H+ (3)

Estágio III FeS2 + 14Fe3+ + H2O 15Fe2+ + 2SO4

2- + 16H+(4)

Trabalhos importantes vêm sendo

realizados com a intenção de evitar a geração ou tratar a DAM em várias partes do mundo, como regiões carboníferas, onde o carvão ocorre associado à oxidação de pirita (Blowes et al., 2003), minerações de urânio, ouro, níquel, cobre e adicionalmente, na construção civil, como o caso do aproveitamento hidrelétrico de Irapé (CEMIG), no norte de Minas Gerais (Lima, 2009).

Diversas técnicas são sugeridas na literatura para tratamento de efluentes de DAM. A escolha do processo de tratamento de águas ácidas deve ser economicamente viável, simples e eficiente, considerando que seu custo é sempre tido como extra na produção (IPAT-UNESC, 2000 e 2001). Atenção especial deve ser dada a estudos voltados a minimização e prevenção de sua ocorrência.

Embora os fatores que controlam a oxidação da pirita no campo sejam bem entendidos, a quantificação de alguns deles pode ser difícil. A taxa de difusão

de oxigênio, infiltração da água, temperatura, pH, presença de materiais alcalinos, heterogeneidade vertical e horizontal, e os modos de oxidação da pirita constituem fatores de mensuração para a previsão e monitoramento da drenagem ácida (Evangelou,1995).

Alguns tratamentos ativos e passivos têm sido implantados em áreas da mina, para evitar o aumento e contaminação do meio ambiente pelas drenagens ácidas. Os tratamentos ativos envolvem a adição de produtos alcalinos nos sistemas. Estes sistemas funcionarão enquanto houver a adição dos insumos e a manutenção dos filtros e outros componentes. Sendo assim o consumo de energia é constante durante o tempo de vida do sistema.

Os sistemas de tratamento passivo são projetados para fazer uso de processos naturais resultantes das interações entre atmosfera, hidrosfera e biosfera, como por exemplo: sedimentação, filtração, transferência gasosa, adsorção, trocas iônicas, precipitações químicas, reações de hidrólise e oxi-redução, entre outros. Sistemas passivos necessitam de pouca ou nenhuma manutenção, sendo esta uma de suas principais vantagens sobre o tratamento ativo, além de não exigirem a adição constante de produtos químicos (Trindade e Soares, 2004).

São relatados na literatura vários tipos de tratamento de acordo com as características locais de ocorrência da drenagem ácida, mas o que se observa é um grande uso do sistema de tratamento passivo, principalmente envolvendo o uso de coberturas secas, nas quais seus componentes podem ser modificados, quanto à composição, quantidade, textura, entre outros. Podem ser citados como componentes das coberturas:

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camada argilosa mais cinzas pesadas (Galatto et al, 2007), camada argilosa mais aditivos alcalinos (Murta, 2006), escória de aciaria (Machado e Schneider, 2008; Salviano, 2010), cinzas de carvão (Machado, 2007; Soares et al.2006), entulho de construção civil (Moraes, 2011), entre outros.

A avaliação da eficiência dos siste-mas de coberturas secas para prevenção da DAM passa necessariamente por estudos experimentais, quer seja em laboratório, quer seja em campo. Na literatura muitas vezes são mencionados experimentos dessa natureza em lisíme-tros e colunas de lixiviação (Mello e Abrahão, 1998; Pinto e Nepomuceno, 1998; Ritcey, 1989).

As coberturas secas são uma técnica aplicada em larga escala na América do Norte e Austrália, que consiste em uma alternativa utilizada na prevenção e controle da DAM, quando da reabilitação de depósitos de resíduos de mineração geradores de acidez. Elas são colocadas sobre o depósito de material reativo e têm por objetivo principal o controle da entrada de oxigênio e água, inibindo o processo de oxidação dos sulfetos na sua origem. Além dessas funções, as coberturas secas devem ser resistentes à erosão e fornecer suporte à vegetação (Borma e Soares, 2002). Nos últimos anos, o uso de coberturas secas para prevenir a geração de Drenagem Ácida de Minas tem sido estudado no Brasil (Souza et al., 2003; Galatto et al., 2007).

A denominação “coberturas secas” (dry covers) refere-se às condições de saturação inexistente ou parcial em água e, é utilizada em contraposição às “coberturas úmidas” (wet covers) mantidas em condições de saturação total. Embora as coberturas secas sejam constituídas, na maioria das vezes, por

camadas de solos de diferentes propriedades, o termo “cobertura de solo” não é o mais apropriado, uma vez que para sua execução podem ser utilizados outros tipos de materiais, tais como os geossintéticos ou resíduos resultantes de outras atividades, desde que apresentem as propriedades necessárias à minimização da formação da drenagem ácida de minas.

A habilidade de um sistema de cobertura seca de atuar de acordo com as premissas estabelecidas no projeto é uma função das propriedades dos materiais utilizados na cobertura, do resíduo e da resposta às condições atmosféricas atuantes.

Quando não se conhece em detalhe as características de produção de DAM do depósito ou quando tais depósitos contêm, sabidamente, material de disposição recente e antiga, é indicado o uso de uma cobertura que tenha por objetivo reduzir simultaneamente o acesso de água e do oxigênio ao resíduo.

Uma cobertura para minimização do fluxo de oxigênio, por sua vez, seria mais adequada para aplicação em depósitos de resíduos de disposição recente, pouco oxidados, e em áreas de reduzida precipitação de chuvas, onde o controle de disponibilidade de oxigênio para a reação de oxidação seria mais importante na redução da produção de DAM do que a redução do fluxo de água através do resíduo.

Sistemas de cobertura com essas características, projetados para uso em regiões úmidas com elevados índices pluviométricos consistem, tipicamente, em de uma camada de material argiloso compactada, coberta por uma camada adicional, projetada para prevenir a erosão e oferecer suporte à vegetação. Esses sistemas usualmente incorporam,

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abaixo da camada argilosa, uma camada de material permeável, em geral arenoso, formando uma barreira capilar que auxilia na retenção de água no interior da camada argilosa, reduzindo as perdas por evaporação. A manutenção do grau de saturação da camada argilosa garante a eficiência desse sistema de cobertura como barreira à difusão de oxigênio (Yanful,1993; Yanful et al.,1993; Nicholson et al.,1993 citados por Borma e Soares, 2002).

Também são utilizados outros tratamentos, como o uso de aditivos alcalinos (Roeser, 2006), banhados ou wetlands (Vasquez, 2007; Anjos, 2003), Flotação por Ar Dissolvido (Rubio et al., 2002), bombeamento dos efluentes e tratamento com aditivos alcalinos, no caso calcário (Possa e Santos, 2003; Silveira et al., 2009) . Outra opção é a concentração/isolamento de sulfetos. De acordo, com Benzaazoua et al. (2008) e Hesketh et al. (2010), com a dessulfurização dos rejeitos de mineração preliminarmente à disposição final, o potencial de geração de acidez, e conseqüentemente a lixiviação dos metais, são consideravelmente reduzidos, obtendo-se significativos ganhos ambientais e econômicos.

Outros estudos mostram que, por meio da concentração da pirita (FeS2), presente em grandes quantidades no carvão catarinense, é possível produzir ácido sulfúrico (atividade que já foi desenvolvida na região entre 1982 e 1993, pela Indústria Carboquímica Catarinense - ICC, e que atualmente se encontra desativada sendo considerada um grande prejuízo ao ciclo produtivo do carvão na região), sulfato férrico (Menezes, 2009), sulfato ferroso (Peterson, 2008; Vigânico, 2009) e pigmentos à base de óxidos de ferro (goetita, hematita e magnetita) (Madeira,

2010; Silva, 2010) com a utilização de processos térmicos e/ou hidrometalúrgicos.

Em vista do exposto, o presente trabalho buscou avaliar a efetividade de um sistema de cobertura seca, em diferentes proporções, como forma de minimizar ou evitar o desencadeamento da DAM. Para tanto, foram realizados experimentos em cinco colunas de lixiviação em laboratório. Ressalta-se que os resultados aqui apresentados são parte integrante de uma dissertação de mestrado que contou com o fomento da Fundação Gorceix e do Programa de Pós-Graduação em Engenharia Mineral (PPGEM), da Universidade Federal de Ouro Preto (UFOP). 2. CARACTERIZAÇÃO DA ÁREA DE ESTUDO

Na cidade de Ouro Preto-MG, pirita

foi extraída em uma antiga mina, denominada Jazida de Pirita (figura 1) descrita por Djalma Guimarães, durante as décadas de 30 e 60, do século passado. Lacourt (1938) relata que a produção mensal da mina era de 150 toneladas, sendo que grande parte era vendida a antiga Fábrica de Pólvora de Piquete (Fábrica Presidente Vargas) e uma pequena parte vendida a ELCHISA S.A. para a produção de ácido sulfúrico. A pirita vendida continha em média 46% de enxofre e traços de arsênio (menos de 0,05%).

Hoje a área da cava, com 89 Km2 está abandonada, constitui um local de deposição ilegal de entulho de construção civil e a população praticamente mora nos arredores da mina, fazendo novos loteamentos instáveis, devido as

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condições geotécnicas do local. Nesta mina, foram observados pontos e uma galeria subterrânea, com água com pH inferior a 3.0 e , caracterizando a geração

de drenagem ácida de mina (DAM), de considerável impacto ambiental em minas de minérios sulfetados.

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

amostragem de material e a entrada de uma galeria subterrânea. Fonte: modificado de Mariano (2008).

3. METODOLOGIA

Para avaliar processo de formação e abatimento da drenagem ácida pelo uso de coberturas secas foram montadas 5 colunas de lixiviação (tabela 1), denominadas I a V, com diferentes objetivos e dimensões. A tabela 1 mostra o resumo geral da composição das colunas de lixiviação, a quantidade de material introduzido, a duração dos ensaios e a quantidade de água introduzida diariamente. As colunas são compostas por três partes: reservatório

inferior, coluna de retenção da amostra e tampa superior, sendo que todo o conjunto é fixado por hastes e borboletas de latão, conforme figura 2. O reservatório inferior e a tampa superior são de PVC e a coluna de retenção da amostra de acrílico. Ambos os materiais constitutivos podem ser considerados inertes quanto às soluções ácidas percolantes.

A quantidade de material introduzido nas colunas de lixiviação foi escolhida aleatoriamente, não obedecendo nenhuma metodologia de ensaio. A localização e o número de

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pontos de amostragem (figura 2) na Mina de Pirita foram definidos através de visitas a campo e também de acordo com as condições favoráveis à coleta (Moraes, 2010).

Figura 2- Coluna de lixiviaçao. Fonte: Leite

(2009) As amostras introduzidas nas

colunas foram: I – material da mina, composto pela

homogeneização das cinco amostras coletadas (figura 3) com auxílio de pá e picareta a 30 cm de profundidade do solo;

II – entulho de construção civil (figura 4) constituído de pedaços de concreto, de tijolos de cerâmica, de argila, de concreto, de gesso e de telhas de amianto, proveniente de uma reforma do prédio DEGEO/DEMIN e que foram cominuídos no Laboratório de Processamento de Minerais, ambos da própria UFOP;

III – material da mina e entulho, na mesma proporção;

IV – foi utilizada a proporção de 1:4 com 2,0 kg de material da mina e 8 kg de entulho;

V - foi preenchida com 1,0 kg de material da mina, 0,1 kg de cal e 3,0 kg de entulho.

Figura 3 - Amostras coletadas na Mina de Pirita, após secagem.

Figura 4 - Entulho proveniente de reforma

no prédio DEGEO/DEMIN da UFOP. Os objetivos de cada coluna foram:

I e II - foram preparadas com a finalidade de servir como referência para os resultados obtidos com as outras colunas e identificar as características físico-

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químicas e o comportamento dos materiais utilizados, servindo como uma espécie de “branco” para a comparação dos resultados, sendo útil na interpretação da influência das coberturas aplicadas sobre o material da mina nos ensaios das colunas III, IV e V; III – avaliar a qualidade do abatimento da drenagem ácida oferecida pelo sistema de cobertura de entulho e verificar se a proporção do entulho em relação ao material da mina seria satisfatória no processo;

IV – avaliar a influência da quantidade de entulho no abatimento da drenagem ácida; V - objetivou simular a influência da camada de aditivo alcalino (cal) entre o material da mina e o entulho na proporção (1: 3). A cal foi escolhida, neste trabalho, para o abatimento de drenagem ácida, devido a seu baixo custo relativo no tratamento de drenagens com elevada acidez e alta concentração de sulfatos, e por reagir rapidamente no sistema.

Tabela 1 : Características das Colunas de Lixiviação.

Coluna I Coluna II

Duração do Ensaio: 30 dias Dimensões: 14,54 x 104 cm Material de Preenchimento: 14,30 kg de material da mina Altura de material na coluna: 87 cm Volume introduzido diariamente: 955mL

Duração do Ensaio: 30 dias Dimensões: 7,30 x 75 cm Material de Preenchimento: 8,3 kg de entulho Altura de material na coluna: 66 cm Volume introduzido diariamente: 241 mL

Coluna III Coluna IV

Duração do Ensaio: 23 dias Dimensões: 14,54 x 104 cm Material de Preenchimento: 7,5 kg de material da mina e 7,5 Kg de entulho Altura de material na coluna: 88 cm Volume introduzido diariamente: 955 mL

Duração do Ensaio: 40 dias Dimensões: 14,54 x 104 cm Material de Preenchimento: 2,0 kg de material da mina e 8,0 kg de entulho Altura de material na coluna: 58 cm Volume introduzido diariamente: 955 mL

Coluna V

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Duração do Ensaio: 40 dias Dimensões: 7,30 x 75 cm Material de Preenchimento: 1,0 kg de material da mina, 0,1kg de cal e 3,0 kg de entulho Altura de material na coluna: 70 cm Volume introduzido diariamente: 241 mL

3.1 Operações das Colunas

Os ensaios de lixiviação consistiram em percolar diariamente água deionizada pelo material da mina e pelos sistemas de coberturas acrescentados a ele, como o entulho e a cal, introduzidos nas colunas, monitorando-se diversos parâmetros químicos e físico-químicos do lixiviado. Utilizou-se a água deionizada, em virtude de se eliminar qualquer possibilidade contaminação de íons, metais-traços da água nos ensaios.

Os ensaios de lixiviação foram realizados de modo a respeitar e representar ao máximo as condições de lixiviação em campo do material coletado, e os sistemas de coberturas adicionados a ele, simulando diferentes alternativas de neutralização/abatimento de drenagem ácida existente.

Para isso, a quantidade de água deionizada a ser lixiviada pelas colunas I, II, III, IV e V foi calculada com base na precipitação média anual ocorrida na cidade de Ouro Preto e nas dimensões das colunas.

A quantidade de material

introduzido nas colunas de lixiviação foi escolhida aleatoriamente, não obedecendo nenhuma metodologia de ensaio anterior. Após o preenchimento dos materiais nas colunas, foi colocada uma camada de geotêxtil sobre eles, para evitar que a água introduzida na coluna percorresse caminhos preferenciais não lixiviando completamente o material.

As soluções drenadas nas bases das colunas foram coletadas diariamente e analisadas para diversos parâmetros físico-químicos e elementos químicos a fim de se estudar os processos de produção e abatimento da drenagem ácida. A escolha dos métodos foi baseada no Method 1627: Kinetic Test Method for the Prediction of Mine Drainage Quality (EPA, 2009) e a metodologia proposta por Greenberg et al. (1992). Os parâmetros, comumente, considerados importantes para serem analisados no lixiviado da DAM são: pH, Eh (potencial redox), acidez, alcalinidade, metais, condutividade elétrica (CE), sulfato e temperatura. Os métodos de análise e equipamentos utilizados estão listados na tabela a seguir.

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

4. RESULTADOS E DISCUSSÕES

Neste item são apresentados os resultados e as discussões das análises efetuadas com as colunas de lixiviação. Ressalta-se que todos os monitoramentos das soluções da coluna III foram impedidos no 23º dia, devido ao entupimento do dreno da coluna.

Como definição, o pH (potencial hidrogênionico) representa a concentração de íons hidrogênio (em escala anti-logarítmica), fornecendo uma indicação sobre a condição de acidez, neutralidade ou alcalinidade da água..

Os valores do pH (figura 5) das colunas I, III, IV e V, foram considerados ácidos (pH<7), devido a presença de minerais sulfetados. Ressalta-se que a elevação observada na coluna I, se deve a presença de dolomita identificada pelas análises de difratometria. Nas outras colunas (III, IV e V) além da presença da dolomita, o entulho e a cal contribuíram para a elevação do pH observado. O caráter básico (pH>7) apresentado pelas soluções lixiviadas da coluna II, se deve, em parte, pela presença do calcário que faz parte da composição do cimento utilizado na construção civil. Destaca-se a rapidez com que se processaram as

Parâmetro Método Equipamento Limite de detecção Acidez Alcalinidade Total Condutividade elétrica Eh Metais pH Sulfato Temperatura

Titulométrico Titulométrico Medida direta Potenciométrico Espectroscópico Potenciométrico Turbidimétrico Medida Direta

Bureta manual Bureta manual Condutivímetro Digimed DM-32 VI.0 pHmetro Digimed DM-22 VI.2 ICP-OES SPECTRO/Ciros CCD pHmetro Digimed DM-22 VI.2 Turbidímetro Micronal B250 Condutivímetro Digimed DM-32 VI.0

1,0 mg/L CaCO3 1,0 mg/L CaCO3 0,001 μS/cm 0,1 mV Para cada metal existe um limite de detecção. 0,01 0,1 mg/L 0,1 ºC

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reações químicas entre a cal e os componentes introduzidos na coluna V, que foram evidenciadas pelo o aumento do pH ao longo do período analisado. Os resultados obtidos com a adição de cal, como reforço no sistema de cobertura se mostraram satisfatórios, e a partir do 28º dia pode-se afirmar que o pH das soluções entraram em processo de estabilização.

Figura 5: Variação do pH das soluções drenadas das Colunas de lixiviação.

O Eh indica a medida da

transferência de elétrons (potencial elétrico) em uma reação de oxi-redução. O valor do potencial de oxi-redução informa se um meio é oxidante ou redutor. Valores mais baixos de Eh traduzem uma maior disponibilidade de elétrons, revelando um meio mais redutor. Valores elevados de Eh indicam que existem poucos elétrons disponíveis para a redução, ou seja, o meio é oxidante. A reação de oxidação geralmente aumenta a quantidade de prótons, ou gera um meio mais ácido. A redução geralmente consome prótons, e o pH do meio se eleva (Langmuir, 1997; Dold, 1999 in Moraes, 2010).

Figura 6: Variação do Eh das soluções drenadas das Colunas de lixiviação.

Os valores de Eh (Figura 6) encontrados para as colunas I, III, IV e V oscilaram entre 412,5 e 615,3 mV, indicando um ambiente oxidante, favorecendo a oxidação de sulfetos. Os valores de Eh obtidos, oscilaram fortemente entre -9,5 a 155,4 mV durante os 30 dias de monitoramento, indicando um ambiente redutor. Nota-se que a sua tendência, mesmo após o término do ensaio seria de forte oscilação.

O pH e o Eh são considerados as variáveis principais dos processos geoquímicos para controle da solubilização dos metais pesados. O pH controla a precipitação dos metais através da sua capacidade (concentração de H+ nas águas) para atacar os minerais das rochas, solos e sedimentos, induzindo a lixiviação e/ou solubilizando seus constituintes.

Nas colunas monitoradas, os valores de CE foram elevados (figura 7), exibindo uma forte redução nos primeiros dias de monitoramento, inclusive para a coluna II. Embora a quantidade e o material em cada coluna sejam diferentes, observa-se que os materiais utilizados possuem elevada condutividade elétrica, da ordem de mS/cm. Esse fato pode ser

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correlacionado com a grande quantidade de metais e sulfatos que foram lixiviados nas soluções drenadas das colunas.

Figura 7: Evolução da Condutividade elétrica das colunas I,II, III, IV e V ao longo do tempo.

Figura 8: Evolução da quantidade de sulfato presente nas soluções drenadas das colunas I,II, III, IV e V

A concentração de sulfato, em todas

as colunas, determinada pelo método turbidimétrico foi da ordem de g/L, sendo que em muitos trabalhos relacionados com avaliação do potencial gerador de acidez relataram mg/L. Isso se deve à grande presença de minerais sulfetados

na área estudada. O sulfato é um produto direto da oxidação dos sulfetos. Nas colunas I, III, IV e V, houve uma forte queda de concentração nos primeiros dias, destacando-se a eficiência do entulho sobre as reduções e o elevado estado de alteração das amostras, em virtude das elevadas concentrações apresentadas durante os ensaios.

Figura 9: Evolução diária de acidez das colunas I, III, IV e V.

A acidez, geralmente, é o resultado da presença de ácidos fracos e pode ser definida como capacidade da água para neutralizar OH-. A utilização do entulho como sistema de cobertura foi eficiente na redução de acidez das colunas analisadas. Nota-se que para as colunas I, III, IV e V, houve um acentuado decréscimo de acidez nos primeiros dias de monitoramento. A acidez das soluções lixiviadas se deu através da elevada quantidade de sulfato presente nas amostras e também pela grande quantidade de metais lixiviados, principalmente Al, Fe e Mn, para as soluções. Esse fato pode ser confirmado pela forte coloração amarela e viscosidade das soluções analisadas, que em pH< 3,5, precipitam o íon Fe3+ que possui uma coloração amarelo-

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alaranjado. Ressalta-se a eficiência da camada de entulho sobre o material da mina, que reduziu em mais de 90% a acidez das soluções das colunas III e IV, e que junto com a cal reduziu em 99% o valor da acidez inicial das soluções da coluna V.

Figura 10 : Evolução da alcalinidade das soluções drenadas da coluna II.

A alcalinidade pode ser definida

como a capacidade da água em neutralizar ácidos, sendo uma conseqüência direta, principalmente, da presença ou ausência dos íons hidroxila (OH-), carbonato (CO3

2-) e bicarbonato(HCO3

-). A alcalinidade também pode ser influenciada pela presença de boratos (BO4

2-), fosfatos (PO4

2-) e silicatos (SiO42-) (Guimarães,

2005). Minerais carbonatados existentes nos sedimentos podem então atuar como tampões, exercendo um papel de elevar o valor do pH. A alcalinidade do entulho da coluna II se deve principalmente à presença do calcário contido na composição do cimento, do gesso e dos silicatos detectados pela difração de raio-x (quartzo, muscovita, caulinita e albita).

As figuras de 11 a 14 apresentam os resultados das concentrações de metais, considerados importantes no processo da DAM, lixiviados durante o período de monitoramento. Em todas as colunas monitoradas, houve uma expressiva queda da concentração dos metais Fe, Al, Mn e Zn, nas soluções lixiviadas no decorrer dos ensaios. Ressalta-se a semelhança das curvas obtidas, a alta concentração dos metais analisados na coluna III, que possuía uma quantidade inferior de material da mina que a coluna I. Supõe-se que esses altos valores estejam relacionados ao estado de alteração e a granulometria das amostras introduzidas na coluna (Moraes, 2010). Mesmo com a elevada lixiviação dos metais, estes se encontram foram dos padrões ambientais considerados no Brasil.

Figura 11 – Concentração de ferro das soluções lixiviadas das colunas I, II, III, IV e V.

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Figura 12 – Concentração de alumínio das soluções lixiviadas das colunas I, II, III, IV e V.

Figura 13 – Concentração de manganês das soluções lixiviadas das colunas I, II, III, IV e V.

Figura 14 – Concentração de zinco das soluções lixiviadas das colunas I, II, III, IV e V.

Outros metais que apresentaram

concentrações significantes não foram descritos neste trabalho, pois apresentaram um certo valor de concentração inicial que no final dos experimentos não foram quantificados devido as suas concentrações serem menores que o limite de detecção dos equipamentos utilizados, são eles: As, Ba, Cd e Pb. É importante considerá-los, pois neste trabalho foram consideradas apenas pequenas quantidades de amostras, e numa quantidade elevada, estes metais podem causar problemas ambientais e também ao ser humano, pois a mina abandonada se localiza próxima a um ribeirão. 5. CONCLUSÕES

Frente à necessidade de se encontrar alternativas de se remediar o problema da geração de drenagem ácida, estudou-se nesse trabalho o caso de uma mina abandonada na região de Ouro Preto-MG, com o problema da drenagem ácida já instalado e que faz parte de um

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contexto de disposição de resíduos de construção civil.

As características locais (geologia com a presença de minerais sulfetados, clima, entre outros) associadas a uma atuação antrópica desordenada, colaboraram para a produção de drenagem ácida resultando num desequilíbrio ambiental manifestado principalmente pela poluição hídrica e contaminação do solo.

O sistema de cobertura seca com entulho de construção civil empregado nas colunas de lixiviação aponta uma alternativa interessante para a remediação da drenagem ácida de mina, uma vez que é de baixo custo para as empresas de mineração e ser uma alternativa interessante para as grandes cidades que não possuem áreas para deposição de entulho de construção.

A acidez das soluções lixiviadas se deu através da elevada quantidade de sulfato presente nas amostras e também pela grande quantidade de metais lixiviados, principalmente Al, Fe e Mn, para as soluções. Ressalta-se a eficiência da camada de entulho sobre o material da mina, que reduziu em mais de 90% a acidez das soluções das colunas III e IV, e que junto com a cal reduziu em 99% o valor da acidez inicial das soluções da coluna V. É importante considerar outros metais que não foram descritos neste trabalho visto que eles podem causar problemas ao ser humano e ao meio ambiente.

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67

68

69

EVALUACIÓN DE LA CALIDAD DEL AGUA EN LA MINA subterránea DE WOLFRAMIO de

PORTUGAL

AVALIAÇÃO DA QUALIDADE DA AGUA NA MINA subterrânea DE WOLFRAMIO de

PORTUGAL

ASSESSMENT OF WATER QUALITY DOU TO WOLFRAM underground MINE of PORTUGAL

V. F. NAVARRO TORRES1 y N.R. SINGH2

1: Professor, Technical University of Lisbon, Av. Rovisco Pais 1049-011 Lisbon Portugal, vntorres@ist.utl.pt

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

raghu.singh@nottingham.ac.uk

ABSTRACT: Water has an important role in creating pollution problems in the mining regimes influencing the surrounding surface environment. The purpose of this study is to make an assessment of groundwater quality in an underground mine site in Portugal with a view of determining the pollution potential of groundwater. In the corresponding surface area of this underground mine, intersections of four faults form rock blocks which delimit the surface subsidence influencing the flow pattern of the surface streams and the ground water table resulting in inflow of ground water and rainwater into mining excavations. When this water comes into contact with the virgin rock mass containing pyrites in presence of atmospheric air, acid mine water is formed. This acidic water reacts with the broken rock material dissolving metallic sulphides into solution and also carrying suspended solids. These waters when discharged in the “Boldehão” river produce diverse environmental impact levels, such as: for irrigation PH low and Zn high levels risk cause; for human consumption PH, Cu, Fe and Mn high level risk; and for fishes Ph, Cu and Zn cause high level.

70

1. INTRODUCCIÓN The underground mining of the ore body lowers the ground water table resulting in inflow of ground water and rainwater into mining excavations. When this water comes into contact with the virgin rock mass containing pyrites in presence of atmospheric air, acid mine water is formed (Navarro Torres, V. F. et al, 2005). This acidic water reacts with the broken rock material dissolving metallic suphides into solution and also carrying suspended solids (Akcil, A. et al, 2006). These waters when discharged in the river and natural superficial waters produce pollution causing significant environmental impacts to the aquatic life and the ecosystem (Singh, R.N., 1998, Schoeman, J. et al, 2001). The mine water quality assessment of the Panasqueira mine comprises taking 25 water samples from the mine and carrying out a chemical analysis of the water samples in the laboratory. Six water samples were taken from level 1, six from level 2 and 10 from level 3. In addition, three water samples were also taken from the Bodelhão river on upstream, mid stream and downstream side of the mine. Parameters measured in each water sample were pH value, total suspended solid in g/l, copper, Zinc, Iron, Manganese and arsenic (measured in ppm). It was observed that metal concentration in old workings above level 1 is lower than that in the active part of the mine in Level 2 and Level 3. It can also be seen that the arsenic concentration in level 3 is comparatively high. The pH value of water at the downstream side of the mine is below 4.5 (acidic) and does not meet with the international standards for use of water for irrigation and human consumption.

The characterization of mine water environmental impact is very important for prevention and remediation actions (Johnson D.B. et al, 2005) for environmental sustainability of mining.

1. GENERAL ASPECTS OF MINE WATER IN PANASQUEIRA MINE 1.1 The site of investigation The site of investigation is the Panasqueira Wolfram Mine which is located 300 km northeast of Lisbon at a distance of 35 km from small town of Fundao. This underground mine is one of the largest tungsten producer in the world. The mine has produced some 100,000 tonnes of Wolframite from some 29 million tonnes of ore since its inception in 1947 (Figure. 1).

Figure 1. Location of Panasqueira mine

Lisbon

Porto

N

Castelo Branco

Covilhã Arganil

Pampilhosa da Serra

E.N. 238

Panasqueira Mine

0 0200 km 50 km

Oliveira do Hospital

Fundão

71

1.2 Wolfram ore body and the surrounding rock mass The rock mass basically consists of shale with different degrees of metamorphisms, originating from an underlying granite intrusion forming quartzitic veins where the wolfram ore body is formed (Figure 2). The mineralized zones consisting of quartzitic veins contains sub-horizontal lines that overlap and fill the joints and fracture in schist rocks, with average thickness of 30 the 40 cm of Wolframite, which is the main mineral for mining. Beside this mineral, a great variety of other minerals occur with the ore, such as, cassiterite, chalcopyrite, hornblend, topaz, apatite, fluorite, mica and marcassite. The ore has an average mineral content of 4.2 kg WO3/ton (31.04 kg/m2), which is currently extracted above level 2 and 3, with some possibility to extend the mine workings to level 4 in the future.

Figure 2. Rock mass and wolfram ore in Panaqueira mine (Navarro Torres,2001)

1.3 Hydrology of Panasqueira mine area The surrounding area of the Panasqueira mine had an average precipitation of 1600 mm/year for the hydrology year of 1998/99 as reported in the publication of the National Institute of Water - INAG of the Ministry of the Environment, Portugal (INAG, http://www.inag.pt)

As the highest pluvial precipitation level at the mine site occurs in January, the measurements of mine water quality were made during January 2001 in order to correspond to the largest make of the water in the mine. The surface area overlying the actual underground operations is mountainous with the altitude varying between 650 m to 950 m above the mean sea level. There are six well defined surface water streams which discharge in to Bodelhão river as shown in Figure 3. In the corresponding surface area of the underground mine, a subsidence zone due to the underground openings is formed as shown in Figure 3. There are four faults striking from South to North direction and hading 80º to 87º in East direction. These faults are designated as Vale das Freiras fault, Lameiras fault, Y fault and IW fault. These faults are intersected by three other orthogonal faults striking East to West direction and hading from 63º to 89º in North direction. These faults are designated as 8E fault, D19 fault and Vert fault. Intersections of these faults on the surface form rock blocks which delimit the surface subsidence influencing the flow pattern of the surface streams.

 

Level 0 

Level 1 

Level 2 

Level 3          

Rebordôes 

Level 530 Schist  P4P2

P0 P(-5)

P6

WE 

Actual exploitation area

D23  Casal 

Schist

Shiest650 

750 

950 

550 

450 

1050 

1150 

VERTICAL

Granite intrusion

72

Figure 3. Hydrogeology of Panasqueira mine area (Navarro Torres, 2003)

Figure 3 illustrated the influence of subsidence in altering the natural flow pattern of the surface water creeks which prevents water draining from the underground galleries causing water logging of underground mine workings. 2. MINE WATER CHARACTERIZATION 2.1. Quantitative measurements The measurement of mine water inflow in the underground openings were systematically carried out and the results indicate that in total 810.22 l/s water is discharged from Salgueira gallery to the surface streams. It may be noted that 45% of water is discharged from the North of the Salgueira gallery from the old discontinued mining areas from level 0, 39% of water corresponds to levels 1 and 2, 16% correspond of level 3, that

needs to be controlled by the pumping system (Figure. 4). Water source Q (l/s) %

L1 L2 L3

L0, others TOTAL

146.60 168.13 125.53 369.96 810.22

18 21 16 45 100

Figure 4. Mine water distribution in underground openings

2.2. Characterization of mine water quality The results of the laboratory analysis of mine water samples in underground openings are illustrated in figures 5, 6, 7 and 8.

Figure 5. pH of groundwater in underground openings and Bodelhão river

The pH values of mine water at these sites vary between 3.0 and 6.5 and at the discharge point in Salgeuira and Fonte de

0

1

2

3

4

5

6

7

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

pH

Level 1 , samples: 1,5,8,7,11,21Level 2 , samples: 10,9,6,2,4,12Level 3 , samples: 13,14,3,16,17,15,18,19,20,22

Sample 25: Bodelhão River amount to Fonte de Masso mine water discharge Sample 23: Bodelhão river amount to

Salgueira mine water discharge Sample 24: Bodelhão river after Salgueira discharge

Level 1 Level 2 Level 3 River

7 8 

9

65

32 1 

4 

SUBSIDÊNCE (cm) 

 

Block Minimum    Maximum 

7            ‐            ‐24  

8          ‐08          ‐57 

9          ‐30          ‐85 

P4

8E Fault

P(-5)

Falha D19

Vert Fault

Vale das Freiras Fault

Lameiras

Fault

Y Fault IW Fault

D11

D15

D13

D17

D19

D21

D23

D25

D27

D29

P1 D31

LEG

EN

D 7

Gallery   without water Gallery with water  Faults

Block enter faults 

Scale: 

 

Exploitation area 

53000

54000

3200

0 

3100

0 

Creeks with  water  outflow

Creeks without  water outflow

Q= 10 l/s 

Q= 300 l/s

Q= 0

Q= 0

Q= 0

Q= 25 l/s 

Q= 30 l/s 

Õ

CASAL •

••Raises

Bodellão River

73

Masso galleries pH value is 4, indicating acidic mine water.Therefore the mine water polluted bay metals solid particles and metals (Cu, Zn, Fe, Mn and As) and finally discharged in Bodelhão river.

Figure 6. Particles size distribution in groundwater and Bobelhão river

Figure 7. Metals concentration in groundwater and Bodelhão river

Figure 8. As concentration in groundwater and Bodelhão river

2.3. Measurement of mine water quality and its influence on superficial water The water samples were taken from four points, three from “Bodelhão” river and one from mine water discharge point in the Salgueira gallery. It may be noted that the other discharge point in the Panasqueira mine is called “Fonte de Masso” gallery as shown in Figure. 8. The results of laboratory analyses are presented in Table 1.

Figure 8. Measurements points of mine

water discharge and the “Bodelhão” river

Table 1. Results pollutants values of laboratory analysis in 4 measurements

monitoring points Site

Pollutants (ppm) pH Cu Zn Fe Mn As

1 5.27

0.04

0.52 0.13

0.09

0.00

2 5.16

0.15

1.04 0.03

0.87

0.00

3 3.99

2.01

12.605

4.09

8.60

0.03

4 4.18

3.11

15.80 2.91

8.20

0.03

0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0 3.5 4.0 4.5 5.0

1 5 8 7 11 21 10 9 6 2 4 12 13 14 3 16 17 15 18 19 20 22 23 24 25Samples number of groundwater and Bodelhão river

Tota

l par

ticle

s co

ncen

tratio

n (g

/l)

Level 1 , samples: 1,5,8,7,11,21 Level 2 , samples: 10,9,6,2,4,12 Level 3 , samples: 13,14,3,16,17,15,18,19,20,2 2

Level 1 Level 2 Level 3 River

Sample 25: Bodelhão River amount to Fonte de Masso mine water dischargeSample 23: Bodelhão river amount to

Salgueira mine water dischargeSample 24: Bodelhão river after Salgueira discharge

0 0.01 0.02 0.03 0.04 0.05 0.06 0.07 0.08 0.09

0.1

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

Samples number in groundwater and Bodelão river

As c

once

ntra

tion

(ppm

)

River Level 1 Level 2 Level 3

0

10

20

30

40

50

60

70

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

Samples number in Groundwater and Bodelhão river

Met

als c

once

ntra

tion

(ppm

)

Cu Zn

Fe Mn

Level 1 Level 2 Level 3 River

1

2

4

3“ Bodelhão” 

river 

Mine water discharge “Salgueira” ll

Mine water discharge “Fonte de Masso” gallery

Mine water  remediation plant 

74

3. ASSESSMENT OF MINE WATER QUALITY 3.1 Water quality assessment criteria The present study for water quality assessment based in d European Laws (DC nº 75/440/CEE de 16-06-1975, 79/923/CEE de 30-10-1979 and nº 80/778/CEE de 15-07-1980) and Portuguese water law (Portuguese law D.L nº 236/98). Based in this standards norms the mine water quality assessment criteria elaborated for pH and metal concentrations and for irrigation, human consumption and fish.

Table 2. Matrix for mine water quality assessment

Cr. Pollutant concentration, CVLA: Concentration Level admissible 3.2 Mine water quality assessment result In Panasqueira mine the pH of the mine water in the underground openings is less than 7. Therefore, mine water can be characterized as acidic water. Obvious has not felt to the mine water quality assessment in underground environment, but is evident from the discharge point exists the pollution risk in the superficial water flows in called Bodelhão river, therefore, the mine water quality assessment based in the laboratorial analysis results of water sample in four measurement points (Figure.8). Applying the matrix for mine water quality assessment criteria (Table 2) based in the discharge mine water quality and surface water conditions the

environmental impact result as presented in Table 3. Table 3. Panasqueira mine water assessment

result (Navarro Torres, V.F., 2003) The assessment results presented in Table 3, Figure 9 and Figure 10 shows to a strong pH reduction and a violent increment of the metal concentration in the superficial water of the Bodelhão river caused of the mine water discharge by the Fonte de Masso and Salgeuira galleries.

Figure 9 – pH assessment in discharged mine water and influenced in superficial

water of the Bodelhão river

Assessment pH Metal concentration Irrigation Human cons. Fish

Low ∇ 4.5 ≥pH >3.5 6.5 ≥pH >5.5 6 ≥pH >5 1.05CVLA ≥ Cr> CVLA Moderate ⊗ 3.5 ≥ pH >2.5 5.5 ≥ pH >4.5 5 ≥ pH >4 1.10CVLA ≥ Cr> 1.05CVLA High ♦ pH ≤ 2.5 pH ≤4.5 pH ≤4 Cr> 1.10 CVLA

Measurement

points

Water

Pollutants

Measure

Cr (ppm)

Environmental impact level For

irrigation For human

consumption For

fishes CVLA (ppm)

Risk CVLA (ppm)

Risk Risk

1

pHCu Zn Fe Mn As

5.270.04 0.52 0.13 0.09 0.00

4.5 - 9.05 10 -

10 10

- - - - - -

6.5 - 8.5 0.10

- 0.20 0.05 0.05

∇ - - - ♦ -

∇ - -

2

pH Cu Zn Fe Mn As

5.16 0.15 1.04 0.03 0.87 0.00

4.5 - 9.0 5 10 -

10 10

- - - - - -

6.5 - 8.5 0.10

- 0.20 0.05 0.05

⊗ ♦ - - ♦ -

∇ - -

3

PH Cu Zn Fe Mn As

3.99 2.01 12.60 4.09 8.60 0.026

4.5 - 9.0 5 10 -

10 10

∇ - ♦ - - -

6.5 - 8.5 0.10

- 0.20 0.05 0.05

♦ ♦ - ♦ ♦ -

♦ ♦ ♦

4

pHCu Zn Fe Mn As

4.183.11 15.80 2.91 8.20 0.026

4.5 - 9.05 10 -

10 10

∇ - ♦ - - -

6.5 - 8.5 0.10

- 0.20 0.05 0.05

♦ ♦ - ♦ ♦ -

⊗ ♦ ♦

3.5

4

4.5

5

5.5

6

6.5

7

1 2 3 4 Measure points

pH

VLA for human consumption

VLA for irrigation

VLA for fishes

75

Figure 10 – Metal concentration assessment in discharged mine water and influenced in

superficial water of the Bodelhão river The pH reduction and metal concentration increase represent high environmental risk for human and fishes and low for irrigation. 4. CONCLUSIONS When the surface and groundwater as result of underground mining operations comes into contact with the virgin rock mass in presence of atmospheric air, acid mine water and heavy metals are formed, and when discharged in the river and natural superficial waters produces important environmental impact.

In the case study of Portuguese wolfram Panasqueira mine, the subsidence resultant of the underground mining and system faults influenced, cause the total alteration of superficial water quality and quantity through the filtration of underground mining openings. In this mine, the balance of mine water distribution in underground openings result 18% in Level 1, 21% in level 2, 16% in level 3 and 45% in level 0 and others. The results of laboratory analysis of systematic mine water samples in underground mining openings indicate that the mine water is very acid in all areas and the metal concentration is very high in bigger intensity mining activities areas. The discharge of mine water in Bodelhão river cause, for irrigation for Zn high level environmental risk and for PH low level; for human consumption cause high level risk for PH, Cu, Fe and Mn; and for fishes cause high level risk for Ph, Cu and Zn.

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00.5

11.5

22.5

33.5

44.5

55.5

66.5

77.5

88.5

99.510

10.511

11.512

12.513

13.514

14.515

15.516

1 2 3 4

CuZnFeMnAs

VMA para rega: Zn, Mn, As

VMA para rega: Cu

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

VLA for irrigation: Cu

VLA for irrigation: Zn, Mn, As

VLA for human

Measurement points

Met

al c

once

ntra

tion

(ppm

)

76

NAVARRO TORRES, V.F., 2001. Avaliação do impacte Ambiental Subterrâneo da Mina da Panasqueira. Report Geotechnical Centre of IST, Lisbon. NAVARRO TORRES, V.F. 2003. Underground Environmental Engineering and Applications in Portuguese and Peruvian Mines. PhD Thesis Technical University of Lisbon. NAVARRO TORRES, V . F . e t a l , 2005. Environmental underground engineering and applications. Roberto C. Villas Bôas (Ed.), CETEM/CNPq/CYTED-XIII, 550 p., ISBN 85-7227-210-0 PORTUGUESE LAW D.L nº 236/98, 1998. Decreto Lei nº. 236/98 de 1 de Agosto, Diário da República -1Serie-A No. 176, pp 47. SCHOEMAN, J. and A. STEYN, A., 2001. Investigation into alternative water treatment technologies for the treatment of underground mine water discharged by Grootvlei Proprietary Mines Ltd into the Blesbokspruit in South Africa. Desalination Jopurnal 133, pp. 13-30 SINGH, R. N., 1998. Wastewater Quality Management in Coal Mines in the Illawarra Region. University of Wollongong - Australia, International Conference on Mining and the Environment, Indonesia.

77

NEUTRALIZAÇÃO NATURAL POR CARBONATOS EM MINAS SUBTERRÂNEAS COM FORMAÇÃO DE DRENAGEM ÁCIDA

NEUTRALIZACIÓN NATURAL CON CARBONATO EN LAS MINAS

SUBTERRÁNEAS CON LA FORMACIÓN DE DRENAJE ÁCIDA

LUCIANO SANTOS TOMAZI PENA lstp@yahoo.com.br

ADILSON CURI, JOSÉ MARGARIDA DA SILVA

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

RESUMO Alguns trabalhos apresentam o potencial de drenagem ácida em minas subterrâneas em depósitos de ouro e de carvão. Este trabalho apresenta um estudo de caso para uma mina subterrânea de ouro, no Brasil, com formação de drenagem ácida. Como o corpo mineralizado está inserido em rochas clásticas carbonáticas, este efeito é minimizado, naturalmente, pela reação entre os ácidos formadores das águas ácidas e os carbonatos das rochas encaixantes. Nestas condições, verifica-se, nos locais da mina, um pH da solução aquosa entre 7,0 e 8,0, proporcionando uma neutralização natural e uma situação favorável para a empresa mineradora que não necessitará permanecer no local para tratamento da Drenagem Ácida de Mina após o fechamento da mina. É preciso deixar claro que o pH do efluente aquoso, objeto de estudo deste trabalho, é somente um dos fatores a observar ao término das atividades e fechamento da mina. Palavras-chave: mineração subterrânea, drenagem ácida de mina, calcários. Resumen Algunos estudios muestran que el potencial de drenaje ácido de minas subterráneas en los yacimientos de oro y carbón. Este trabajo presenta un estudio

78

de caso para una mina de oro subterránea en Brasil, con la formación de drenaje ácido. A medida que el cuerpo mineralizado se inserta en las rocas carbonatadas clásticos, este efecto se minimiza, por supuesto, por la reacción entre el agua formando ácidos grasos y los carbonatos en las rocas de acogida. En consecuencia, es en la mina local, una solución acuosa de pH entre 7.0 y 8.0, proporcionando un aspecto natural y neutralizar una situación favorable para la empresa minera que no necesita permanecer en su lugar para el tratamiento de drenaje ácido mina después de cierre de la mina. Debe quedar claro que el pH de la solución acuosa objeto de efluentes, de este trabajo es sólo un factor a mirar el final de las actividades y el cierre. Palabras clave: minería subterránea, el drenaje ácido de mina, la piedra caliza

INTRODUÇÃO

Alguns trabalhos apresentam o potencial de drenagem ácida em minas subterrâneas em depósitos de ouro e de carvão.

Drenagem Ácida de Mina (DAM) é caracterizada como água ácida (pH inferior a 5,0), constituída por sulfetos de ferro e outros metais que se formam em condições naturais quando os sulfetos são expostos à atmosfera ou ambientes oxidantes. DAM pode ser formada em minas sulfetadas a céu aberto ou subterrâneas. Drenagem alcalina de mina é água que tem pH maior que 6,0, mas pode também ter metais dissolvidos que podem formar ácido por oxidação ou hidrólise. A qualidade da drenagem, ácida ou básica (alcalina), proveniente de minas a céu aberto, subterrâneas, com ou sem preenchimento posterior (“backfill”) depende da natureza das rochas. Será ácida se constituída por sulfetos ou

básica se constituída por metais alcalinos ou carbonatos. Em geral, espera-se que rochas

ricas em sulfetos e pobres em carbonatos formem drenagem ácida. Ao contrário, rochas pobres em sulfetos e ricas em carbonatos, espera-se formar drenagem básica.

A Drenagem Ácida de Mina é formada devido à decomposição de sulfetos em ambientes oxidantes, na presença de oxigênio (O2) e água (H2O). Estes ambientes ocorrem predominantemente em minas de minerais sulfetados, tais como: pirita e marcassita (FeS2), calcopirita (CuFeS2), covelita (CuS), arsenopirita (FeAsS) e outros. A tabela 1 mostra alguns dos minerais sulfetados importantes. Os formadores mais importantes de ácido são pirita, arsenopirita e marcassita. A pirita comumente ocorre associada com outros sulfetos metálicos causando drenagem ácida.

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Tabela 1. Alguns sulfetos importantes para obtenção de metais.

Fórmula Mineral Fórmula Mineral FeS2 Pirita MoS2 Molibdenita FeS2 Marcassita NiS Millerita Fe7S8 Pirrotita PbS Galena Cu2S Calcocita ZnS Esfarelita CuS Covelita FeAsS Arsenopirita CuFeS2 Calcopirita

A Drenagem ácida de mina (DAM) é um dos fatores mais importantes na ocasião do fechamento definitivo de uma mina. Implica monitoramento, correções e atitudes necessárias para que se tenha uma situação mais próxima possível do inicial ou que não traga conseqüências inadequadas ao reuso da área.

Os sulfetos são minerais muito importantes no cenário da mineração mundial. Vários

metais importantes estão diretamente associados a estes minerais na forma de sulfetos: Cu, Pb, Zn, Ag, Hg e outros e de forma indireta, como o ouro, principalmente à arsenopirita. Estes minerais em exposição à água e oxigênio reagem entre si formando ácido sulfúrico (H2SO4), entre outros provocando, assim, drenagem ácida.

OBJETIVOS

Este trabalho tem como objetivo demonstrar, que em ambientes carbonáticos (carbonatados) o ácido sulfúrico formado pela decomposição da pirita, pirrotita e outros minerais sulfetados, em ambientes aquosos e oxidantes, reagem naturalmente com carbonato de cálcio ou sódio,

neutralizando o ácido formado e evitando a drenagem ácida da mina (DAM).

GEOLOGIA LOCAL

O objeto de estudo deste trabalho são minas localizadas no Quadrilátero Ferrífero que englobam rochas do chamado “Greenstone Belt” Rio das Velhas, classificado como Supergrupo Rio das Velhas.

Trata-se de uma seqüência litológica que, da base para o topo, é caracterizada por uma unidade máfica-ultramáfica inferior (Grupo Quebra Ossos), uma unidade química-pelítica intermediária (Grupo Nova Lima) e uma unidade sedimentar clástica superior (Grupo Maquiné).

O Grupo Quebra Ossos é constituído predominantemente por talco-xistos. O Grupo Nova Lima caracteriza-se pela ocorrência de clorita-xisto, mica-xisto e Formações Ferríferas Bandadas (BIF’s). Na área da São Bento Mineração, as camadas são constituídas de BIF´s fácies sulfeto, carbonato, silicato e óxido. Os contatos entre estas litologias são gradacionais quando não afetados pelo forte tectonismo evidente em toda a mina. O Grupo Maquiné é constituído por rochas sedimentares clásticas grosseiras gradando para xisto no topo

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(SANTOS, 1997). A figura 1 mostra a coluna estratigráfica

CARACTERIZAÇÃO DO MINÉRIO

As rochas da São Bento Mineração, onde ocorre a mineralização aurífera, são pertencentes ao Grupo Nova Lima. Tratam-se de Formações Ferríferas Bandadas (BIF´s), separadas em fácies, levando-se em consideração apenas as associações mineralógicas. As camadas são constituídas por fácies sulfeto, carbonato, silicato e óxido, sendo mineralizadas apenas as formações ferríferas fácies sulfeto. Os sulfetos que ocorrem estão usualmente orientados, formando bandas paralelas a subparalelas. Os sulfetos mais freqüentes são a arsenopirita (FeAsS) e a pirrotita (FeS), sendo que estão presentes em percentagens menores que a pirita (FeS2), calcopirita (CuFeS2), esfarelita (ZnS) e galena (PbS). Com base em relações texturais existentes entre os sulfetos,

Marchetto (1996, citado por Santos, 1997) sugere que a pirita foi o primeiro sulfeto a se cristalizar, seguido pela arsenopirita. A pirrotita cristaliza-se posteriormente pelo acréscimo de temperatura proporcionado pelo metamorfismo e substitui tanto a pirita quanto a arsenopirita. A calcopirita, a esfarelita e a galena cristalizam-se em um estágio posterior. O ouro ocorre associado, na maioria das vezes, à arsenopirita e à pirrotita (SANTOS, 1997). Os óxidos mais freqüentes são a magnetita, a ilmenita e o rutilo.

CARACTERIZAÇÃO DO ESTÉRIL

As rochas encaixantes, que compõem o estéril, são clorita e mica-xistos (SANTOS, 1997). A tabela 2 apresenta metais associados a sulfetos.

Tabela 2 - Metais associados diretamente a sulfetos.

Minerais Composição Produtos de oxidação Minerais formados em pH neutro Pirita FeS2 Fe+3, SO4

-2, H+ Hidróxido férrico e sulfato, gesso Marcassita FeS2 Fe+3, SO4

-2, H+ Hidróxido férrico e sulfato, gesso Pirrotita Fe7S8 Fe+3, SO4

-2, H+ Hidróxido férrico e sulfato, gesso Calcopirita CuFeS2 Cu+2, Fe+3, SO4

-2, H + Hidróxido férrico e sulfato, Hidróxido cúprico e carbonato, gesso

Arsenopirita FeAsS Fe+3, AsO4-3 Hidróxido férrico e sulfato, arssenato

férrico e cálcio, gesso Esfarelita ZnS Zn+2, SO4

-2, H + Hidróxido de zinco e carbonato, gesso Galena PbS Pb+2, SO4

-2, H + Hidróxido de chumbo, carbonatos e sulfatos, gesso

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

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Figura 1 – Coluna Estratigráfica Informal de 1999 mostrando a Formação Ferrífera São Bento (MARTINS PEREIRA, 1995).

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QUÍMICA DE FORMAÇÃO

Formação de ácido

No caso da equação química pela decomposição da pirita teríamos como processo final a formação de ácido sulfúrico:

FeS2 + 7/2 O2 + 3 H2O � Fe (OH)2 + 2 H2SO4 (1) 4 FeS2 + 15 O2 + 2 H2O � 2 Fe2(SO4)3 + 2 H2SO4 (2)

Uma vez que os produtos da oxidação estão na solução, a etapa que determina a reação ácida é a oxidação do íon ferroso (Fe2+) ao íon férrico (Fe3+). Os produtos

solúveis da oxidação da pirita são removidos pela água, conseqüentemente, na ausência de materiais alcalinos, as reações de produção de ácidos podem prosseguir por períodos de tempo indefinidos (Fungaro, 2006).

O hidróxido de ferro precipita resultando uma coloração castanho avermelhada nas paredes e piso dos drenos ou onde haja gotejamento.

A formação de águas ácidas ocorre de acordo com o gráfico pH x Tempo, mostrado na figura 3, segundo FERGUSON & ERICKSON, 1987, citado por CURI, 2005.

Figura 3 – Relação do Ph com o tempo na formação de águas ácidas (FERGUSON & ERICKSON, 1987, citado por CURI, 2005).

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QUÍMICA DE NEUTRALIZAÇÃO

Para minas, onde o minério tem como rocha hospedeira rochas carbonáticas, como é o caso da São Bento Mineração, o ácido sulfúrico que forma drenagem ácida, é neutralizado pelo carbonato de cálcio (CaCO3).

Demonstra-se a seguir em caráter simplificado, a reação de neutralização do ácido sulfúrico por carbonato de cálcio:

H2SO4 + CaCO3 � CaSO4 + H2O + CO2 (3)

De acordo com a reação acima, podemos esperar que o ácido seja imediatamente neutralizado após a sua formação por rochas carbonáticas, não chegando à drenagem ácida no final do processo.

A tabela 3, oriunda de amostragens de água do interior da mina, demonstra o resultado da reação de neutralização. O pH da solução tem valores acima de 7,0, entre 7,36 e 7,93. Os padrões australianos recomendam que o pH deve estar limitado à faixa de 6,50 a 9,00 para ecossistemas aquáticos e entre 6,5 e 8,50 para águas potáveis (Curi, 2005).

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

Ponto Ph Local 1 7,93 Caixa d´água de captação da mina 2 7,37 Boca da mina N11 de acesso ao shaft 3 7,67 Boca da mina do oxidado 4 7,63 Coordenada local 1840 mina do oxidado 5 7,64 Ventiladores galeria de acesso ao shaft N11 6 7,36 Canela do poço vertical (shaft)

Fonte: PENA, 2007

PROPOSTA DE ADAPTAÇÃO AO GRÁFICO DE FERGUSON E ERICKSON, 1987

De acordo com os resultados anteriores, é possível sugerir uma modificação no gráfico de formação de águas ácidas (Ferguson & Erickson, 1987), conforme figura 4. Em casos de minas que se

encontram em situações semelhantes, ou seja, a rocha hospedeira seja cabonática, o pH da solução estaria acima de 7,00, podendo chegar a 7,93. Como forma de simplificação, uma vez que não foram analisadas as vazões do caudal em cada ponto de coleta, pode-se propor o valor de pH 7,50 por representar valor intermediário entre os valores máximo e mínimo apresentados.

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

Seguindo orientação do gráfico de formação de água ácida, o pH inicial da água é de 7,0, aumentando sua concentração à medida do tempo que permanece em contato com a decomposição dos sulfetos. Em caso de não haver presença de rochas clásticas, o valor do pH final, de acordo com o gráfico original de Ferguson e Erickson, estaria em torno de 3,0, valor muito abaixo do permitido pelos padrões legais brasileiros e australianos (Curi, 2005). Como forma de atestar a geração de ácido sulfúrico, podemos notar a geração de hidróxido de ferro, em vários pontos da mina onde existe a percolação de água.

CONCLUSÕES

Analisando o quadro de análise química demonstrado, verifica-se que o pH da solução aquosa oriunda da mina está próximo de neutro. Os valores encontrados entre 7,36 e 7,93 estão numa

situação de neutralidade que corresponde às legislações nacional e internacional vigentes. Por serem os valores apresentados isentos de ponderação, ou seja, não levando em consideração a intensidade do fluxo de água, o valor adotado de 7,50 para o pH médio pode ser pertinente, uma vez que sugere um valor de ordem de grandeza entre os limites apresentados.

Podemos sugerir que minerações constituídas em formações geológicas onde estejam presentes rochas carbonáticas, clásticas, o ácido sulfúrico formado pela decomposição de pirita, arsenopirita ou outros compostos de enxofre, são neutralizados naturalmente não havendo, assim, a drenagem ácida da mina (DAM).

Sob o ponto de vista da acidez da água, onde existe um ambiente de rochas clásticas, como o caso estudado, a reabilitação da área é facilitada, uma vez que, sendo a água emanada da minas de

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pH neutro ou próximo, não é necessário o tratamento da água, considerando a sua constituição ácida.

SUGESTÕES

Considerando a importância da legislação ambiental e necessidade atual de conservação e utilização racional de recursos hídricos disponíveis, sugere-se,

que a partir da hipótese apresentada (minas de mineral-minério sulfetado em rochas clásticas) e resultados obtidos da água (pH na ordem de 7,5), outros estudos sejam feitos na mesma situação e também adversas contribuindo, assim, com o gráfico de neutralização natural por rochas clásticas apresentado.

REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS

1. Fungaro, D.; Isidoro, J. Química Nova, v.29, n.4, São Paulo, July/Aug. 2006. Disponível em http://www.scielo.br/scielo.php?pid=S0100-40422006000400019&script=sci_arttext, acessado em 05/06/2007.

2. Fungaro, D. Disponível em http://www.tratamentodeagua.com.br/a1/informativos/acervo.php?chave=370&cp=est, acessado em 05/06/2007.

3. Curi, A., Planejamento de Mina e Meio Ambiente – Departamento de Engenharia de Minas, Escola de Minas, Universidade Federal de Ouro Preto – 2005.

4. Martins Pereira, S. L., Geologia Local. Relatório Interno. São Bento Mineração, 1995. 5. Pena, L. S. T., Relatório de Análise de Água de Mina – São Bento Mineração,

junho/2007. 6. Santos, G. J. I. Levantamento Estrutural da Mina da São Bento Mineração, Santa

Bárbara, MG, 1997. 7. Sengupta, M., Environmental Impacts of Mining, Colorado School of Mines, 1993.

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CARACTERIZACION Y MENEJO DEL AGUA SUBTERRANEA EN EL DISTRITO MINERO SAN GERARDO

Vilma Pazmiño Quiña Ingeniera de minas, MsC en Ingeniería Ambiental, Consultora Ambiental Minera, Gerente Técnica de GESAMBCONSULT, catedrática en la Universidad Central del Ecuador, Facultad de Ingeniería en

Minas, Petróleos y Ambiente.

RESUMEN: El distrito minero San Gerardo ubicado en el cantón Ponce Enriques, provincia del Azuay, esta conformado por 9 concesiones mineras que trabajan bajo la modalidad de asociaciones, contabilizándose hasta el momento 38 sociedades distribuidas dentro de las concesiones mineras, adicional a estas sociedades existe una sociedad de mujeres mineras. Se contempla que aproximadamente en este distrito trabajan directa e indirectamente 5000 personas, los trabajos mineros en esta zona no cuentan con suficiente asesoramiento técnico ni capacitación, se trabaja bajo la modalidad de pequeña minería y minería artesanal. La forma de trabajo conlleva a un manejo inadecuado de los recursos y factores ambientales, entre ellos el agua subterránea, la misma que no tiene tratamiento, es utilizada para algunas actividades y es descargada directamente al ambiente, afectando directamente a las subcuencas de los ríos Chico y Tenguel, las mismas que con esta contaminación acumulan afectaciones en su calidad de agua y afectan

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a las comunidades y actividades productivas que se desarrollan a lo largo de estas subcuencas. La afectación antes mencionada ha provocado un impacto social que actualmente se encuentra en nivel de conflicto en contra de la actividad minera subterránea a nivel país. A este conflicto social y ambiental se suma la falta de un aprovechamiento de los recursos naturales en forma planificada y no existe tampoco un ordenamiento territorial. La subida exorbitante de los precios de los metales, en especial el oro conduce a una explotación acelerada del recurso mineral considerando el menor costo posible, esto hace que los mineros no contemplen la caracterización del agua subterránea y menos aun el manejo ambiental de estas aguas. El presente trabajo plantea una compilación de información ya generada de las características y calidad del agua subterránea en el sitio de estudio, las respectivas recomendaciones y usos del agua, conjuntamente con un programa de concientización y capacitación a los mineros, tomando en cuenta la legislación ambiental ecuatoriana, el manejo del conflicto y la explotación técnica del recurso mineral. El manejo de las aguas subterráneas en Distrito Minero de San Gerardo, requiere de tecnologías ambientales sencillas y prácticas que aportan al desarrollo local y minero del país.

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INTRODUCCION El Distrito Minero San Gerardo se encuentra emplazado sobre las micro cuencas de los ríos Chico y Tenguel, las labores que se desarrollan a lo largo de la cordillera mayoritariamente son actividades de minería subterránea para extracción de minerales metálicos especialmente oro, estas actividades son desarrolladas en forma artesanal, lo que ha venido generando problemas con la contaminación de las aguas superficiales por el aporte de las aguas subterráneas que emanan de las galerías activas y abandonados a lo largo del distrito. Con este antecedente surge la necesidad de caracterizar las aguas subterráneas del distrito y en base a sus resultados se proponen lineamientos generales de manejo de estas aguas.

FUENTE: FUNGEOMINE 2007

Objetivo El objetivo de este trabajo es identificar el grado de afectación que sufren las aguas superficiales de las micro cuencas de los ríos Tenguel y Gala a través del río

Chico como consecuencia del aporte de aguas subterráneas desde as galerías de explotación minera en el distrito San Gerardo, con los resultados del diagnostico, proponer lineamientos de control de la contaminación con estas aguas.

Metodología Se procedió con un diagnostico rápido de las características de las aguas subterráneas que salen de las galerías y la caracterización de las aguas superficiales, para esto se realizo una campaña de campo en las que se tomaron muestras de agua y se practicaron análisis físico químico de estas muestras, con los resultados se definen los lineamientos de manejo de las aguas subterráneas del distrito. Resultados

Actualmente existen en el distrito 9 concesiones mineras, las mismas que se encuentran en la fase de explotación de oro, mediante la excavación de galerías.

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N° ÁREA MINERA 1 LAS PARALELAS 2 PINGLIO 1 3 QUEBRADA FRIA 4 PAPERCORP 5 BARRANCO COLORADO 6 AREA SINCOCA 7 AREA PATO 8 AREA ROLANDO 9 AREA BELLA GALA Al interior de estas concesiones existen aproximadamente alrededor de 40 galerías activas, y aproximadamente 20 galerías p La mineralización en el distrito minero es de tipo vetiforme, por lo que las labores generalmente se realizan siguiendo las vetas. Las operaciones de cada una de las sociedades las realizan por niveles. Las diferencias de nivel entre las labores subterráneas, tipo socavón, es de 30 m, cada sociedad se localiza en una cota superior con esta diferencia de nivel, que es equivalente a la altura del bloque de extracción mineral. Las labores subterráneas de acceso son las galerías tipo socavón. El socavón posee un contacto directo con la superficie y puede desarrollarse en mineral o cruzar roca estéril para cortar la veta, los socavones abiertos en los diferentes niveles, cumplen la función de acceso y transporte del mineral y son labores mineras principales, con duración igual al de la vida útil de la mina. Los socavones además tienen la función de exploración y explotación, siguiendo el rumbo de la veta aurífera, tipo rosario. El socavón es una galería de tipo TRAPEZOIDAL con una altura y ancho

que está en relación al equipo minero empleado. El socavón es un nivel de función múltiple: transporte, desagüe, ventilación de las labores futuras de extracción mineral. Para la apertura y avance del socavón principal, los operadores mineros de las diferentes sociedades emplean el método de perforación y voladura. Los compresores abastecen de aire comprimido para la perforación que se realiza con martillos accionados por aire comprimido, con pié neumático de avance horizontal, con barrenos de 1,20m de longitud de avance; los compresores también proporcionan el aire para la ventilación de las labores mineras. Todo el mineral aurífero extraído durante la apertura de los socavones será aprovechado y beneficiado en las plantas de beneficio que están implementadas en la zona; las rocas de caja son desalojadas hacia las escombreras existentes en superficie. La evacuación del mineral y del estéril hacia la superficie es por el sistema de rieles con vagones, los mismos que son vaciados lateralmente hacia la tolva de recepción del mineral o a las escombreras cuando se trata de estéril. Las chimeneas terminan cuando se llegue a la altura de 30 m. para formar bloques de extracción mineral de 30 m x 30 m. En el nivel superior, fin de las chimeneas, se llega al límite establecido para cada sociedad según la cota que le corresponde por el contrato de operación. La apertura de las chimeneas es con perforación y voladura, la voladura se inicia con el estéril y luego de la limpieza del estéril se realiza la extracción del

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mineral aurífero, con la finalidad de minimizar pérdidas de mineral y dilución. Una vez abierta la chimenea, en ella se construye el sistema de escaleras para acceder entre los niveles y a su vez para acceder al bloque de extracción mineral, igualmente en la chimenea se instala la tubería de aire comprimido, agua para la perforación, instalaciones para proveer de energía eléctrica para la iluminación y también para las máquinas que se van a utilizar en la extracción del mineral del bloque de explotación y los dispositivos para formar el circuito de ventilación. Una vez que se abrieron las dos primeras chimeneas, a una de ellas se la transforma en buzón para que proporcione el servicio de almacenamiento del mineral extraído y a su vez alimente de carga mineral al sistema de transporte. Un buzón debe prestar servicio a dos bloques de extracción mineral adjuntos, esto permite ahorrar la construcción del buzón en cada una de las chimeneas, se lo realiza de manera alterna: Chimenea – buzón – chimenea – buzón y así sucesivamente. El buzón, está conformado por un sistema de tolva en el frente que se conecta con el frontón de transporte y acarreo, generalmente el sistema de tolva se construye con madera. Desde el buzón se alimenta de mineral a los vagones para ser transportado hasta la superficie. El resto de chimenea, es decir entre el frontón de transporte y el frontón de ventilación, se convierte en un sitio de

almacenamiento del mineral extraído de los bloques adyacentes al buzón.

Los sistemas de desague son por gravedad, el agua que brota desde el interior de las galerías poseen altos contenidos de metales pesados, esto se determino realizando un diagnostico de las aguas subterráneas.

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El principal problema que genera la descarga del agua subterránea en las aguas superficiales son la presencia de cadmio, hierro y arsénico, también se observan valores altos en sulfuros, esto nos puede generar drenaje ácido de roca. A pesar de que en las mediciones el pH de las aguas subterráneas y superficiales se mantiene en los límites permisibles, no se descarta la posibilidad de la generación de drenaje ácido de roca, por la presencia de sulfuros en las rocas del lugar. Como se mencionó antes las principales fuentes de agua que resultan afectadas por las actividades mineras en San

Gerardo son La subcuentas de los ríos Gala y Tenguel, las que se caracterizan a continuación: SUBCUENCA DEL RÍO GALA El rio Gala tiene sus orígenes en la Cordillera Occidental, con curso en dirección Este - Oeste, la variación de su flujo cambia entre las diferentes estaciones del año, siendo su caudal promedio 24 m3/s y sus aguas son relativamente limpias. Se une a su tributario, el río Chico, desde el sudeste, y su confluencia está ubicada al oeste de la carretera Panamericana, tiene un caudal aproximado a la décima parte del río Gala. Este tributario recibe

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en su parte inicial una considerable contaminación proveniente de las actividades mineras en el sitio de San Antonio de Las Paralelas y San Gerardo. Entre los metales descargados al río, el principal contaminante es mercurio (Hg.) proveniente de los procesos de amalgamación de los molineros y las estaciones de tromeles amalgamadores. Recibe en su parte superior una considerable contaminación por las actividades mineras en el sitio San Gerardo, entre los metales descargados al río, el principal contaminante es mercurio. SUBCUENCA DEL RÍO TENGUEL El río Tenguel corre paralelo al río Gala, desagua en las laderas del norte de la montaña Bella Rica. El flujo del caudal promedio en la parte central de este río es relativamente constante, aproximadamente de 0,5 m3/s durante la época seca, mientras que en la temporada abundante el promedio del caudal es de 7 m3/s.

El río Tenguel se ve afectado por la contaminación de metales provenientes de las actividades mineras. En cuanto a la presencia de sólidos en suspensión se deben básicamente a la erosión natural. El caudal de agua existente en las quebradas de la concesión son afluentes del río Chico, estos afluentes contienen descargas de desechos mineros especialmente el río Pinglio que contiene un alto grado de contaminación proveniente de la actividad minera que se realiza en las áreas mineras aledañas como: RENACER M3 - GUENA II, PINGLIO 1, LAS PARALELAS, QUEBRADA FRÍA, PAPERCOP, BELLA GALA, ROLANDO entre otras. La problemática se incrementa por cuanto el agua de estos drenajes es utilizado para riego agrícola y bebederos en las actividades ganaderas de la región.

MAPA DE CUENCAS

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PROPUSTA DE TRATAMIENTO La situación actual con el agua que sale de mina se caracteriza por no recibir un tratamiento muy general en algunos casos y en otro ningún tratamiento, el agua sale a la superficie por gravedad a través de las galerías de explotación o es bombeada desde niveles inferiores.

El tratamiento que los mineros dan a las aguas de interior mina es un pequeño sedimentador a la salida de la mina, el aguas es captada por tubería desde pequeños depósitos al interior de las minas y por gravedad es evacuada al exterior donde se han construido pequeños tanques de sedimentación, no reciben otro tratamiento. Por las características que estas aguas presentan se debe proceder con algunos pasos que contribuyan a la recolección de estas aguas, posterior tratamiento y finalmente su reuso, recirculación o descarga final en fuentes de agua superficiales. Al abrir una galería se generan aguas de escorrentía subterránea desde el techo y desde zonas de falla y también el agua de perforación, estas aguas deben ser recolectadas y conducidas a través de un canal hacia la superficie donde existe un sistema de tratamiento del agua subterránea para ser conducida a los drenajes de superficie. Por las condiciones de las galerías, las aguas subterráneas se evacúan de manera natural mediante filtración hacia niveles inferiores, o en algunas ocasiones con bombeo.

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En el canal de desagüe va por el piso hacia un costado de la galería, por donde no transite el personal, debe poseer la capacidad suficiente para recolectar todas las aguas y la gradiente del canal debe estar orientada hacia la superficie para obtener un desagüe natural por gravedad. Además de la gradiente del canal, la galería, en el piso se le da un peralte para dirigir las aguas hacia el canal, de no existir el peralte se realizarán labores de conducción del agua por el piso hacia el canal recolector. Es muy importante la construcción del canal de desagüe porque mantiene el piso seco y evita posibilidades de accidente; además el agua recolectada se evacúa por un solo sitio hacia la superficie y se tiene la seguridad de proporcionarle el manejo respectivo con sistemas de sedimentación y aditivos, de ser el caso, para enviar una agua que cumpla con las normas hacia los drenajes de superficie. Las salidas del agua subterránea serán los futuros puntos de monitoreo de la calidad del agua.

El desino de las aguas subterráneas puede ser hacia los tanques que ya los mineros han implementado estos tanques deben ser revisados para confirmar su capacidad y rendimiento, luego de este tanque se puede proponer la construcción de canales enrocados tipo filtro con caliza que neutraliza el drenaje ácido, puede ser también conducido hacia un filtro de roca caliza y una vez que se monitoree y se confirme que mantiene los límites permitidos en la legislación para riego y recreación estas agua pueden ser descargadas a la superficie. Otra propuesta es la conducción de estas aguas hacia piscinas de tratamiento químico en el que a mas de clarificar mediante el uso de floculantes se dosifiquen aditivos que permitan la reducción de metales pesados. Finalmente se podría proponer el sistema de tratamiento propuesto en la mina Huanuni en Perú que consiste en: i

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

COMPOST

CALIZA

Poza 1

Poza 2 Osmosis inversa

Bombade agua

Membrana semipermeable

Influente

Efluente

MÉTODO PASIVO MÉTODO ACTIVO

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Primero a la poza 1 de sedimentación, si bien esta primera etapa no está contemplada en el trabajo de laboratorio, es para disminuir los sólidos totales disueltos antes de ingresar a la siguiente poza de tratamiento. Posteriormente el efluente ingresan a la poza 2, que consiste en un sistema reductor y productor de alcalinidad (el sistema reductor consiste en una capa de sustrato espeso, compost, que tiene la finalidad de reducir el sulfato a sulfuros y poder precipitar una vez combinado con los metales pesados que son insolubles, esto sucede principalmente en la capa inferior del compost donde ausencia de oxígeno y cuando existe abundante materia orgánica y sulfato, a su vez el bicarbonato (HCO3

-) reacciona a su vez con cationes metálicos y forma carbonatos metálicos que también precipitan, también sucede una serie de procesos de oxidación principalmente en la parte superior de la poza, formando óxidos e hidróxidos, el hierro ferroso que está en disolución, forma óxido férrico e hidróxidos, insoluble que precipitan con lo que disminuye cationes del agua; por otra parte, el sistema productor de alcalinidad consiste en neutralizar el pH ácido de la agua de mina, mediante una capa de áridos alcalinos, calcita.). Finalmente ingresan al sistema de ósmosis inversa (membrana semipermeable orgánico, producto de ganado ovino), para disminuir los sólidos totales disueltos con el fin de rebajar la salinidad del efluente. Para poder definir e implementar estos sistemas de tratamiento, o buscar un sistema especifico para este caso, se requiere del apoyo directo del estado, quien esta en la obligación de asesorar a

los pequeños mineros y mineros artesanales conformes se especifica en la Nueva Ley de Minas de enero de 2009, y, como complemento a este apoyo estatal se debe buscar alternativas de financiamiento tanto para los estudio como para la implementación del sistema de tratamiento de agua subterránea adecuado. El tratamiento de aguas a nivel de pequeña minería y minería artesanal no solo en Ecuador sino en los países de sud América, debe ir muy de la mano con un programa de capacitación y asesoramiento técnico a mediano plazo, para poder garantizar la sustentabilidad de este tipo de proyectos. Una propuesta final a la implementación de los sistemas de tratamiento de aguas de interior mina es la recirculación y rehúso de las aguas tratadas en los procesos mineros que se estén llevando a cabo en las minas o en plantas de tratamiento cercanas. Conjuntamente con el tratamiento se propone un programa de monitoreo permanente de ser posible en forma mensual con la intervención del estado como ente regulador y con el apoyo de las universidades como ejecutoras y veedoras de los monitoreos de agua, estos monitoreos deben ser fundamentados en la legislación vigente y específicamente tomando en consideración los parámetros de calidad de agua según sus usos especificados en el Libro VI del Texto Unificado de Legislación Secundaria en el Ecuador.

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CONCLUSIONES El distrito minero San Gerardo mantienen importantes reservas de minerales metálicos y en especial oro, las estructuras mineralizadas se encuentra en forma vetiforme, lo que permite un sistema de explotación subterráneo. Las aguas que salen del interior de las galerías más de 40 en el sector en su mayoría son descargadas a los drenajes superficiales cercanos los mismos que descargan en las subcuentas de los ríos Gala y Tenguel. El problema principal consiste en la contaminación de las fuentes de aguas superficiales que están siendo usada e riego y .recreación, estas aguas deben ser conducidas a plantas de tratamiento antes de sus descargas. Se plantea para dar solución urgente a este problema la intervención directa del estado desde la elaboración de estudios hasta la implementación y seguimiento de estos sistemas de tratamiento, así como, un programa de capacitación y asistencia técnica a los mineros, también se plantea conjuntamente con el estado la búsqueda de recursos económicos que permitan la implementación de sistemas de tratamiento de aguas subterráneas en el Distrito Minero San Gerardo.

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ANÁLISIS DE ALTERNATIVAS DE SANEAMIENTO DE SITIOS AFECTADOS POR

DRENAJES ÁCIDOS OCASIONADOS POR ACTIVIDADES MINERAS EN MÉXICO

ANÁLISE DAS ALTERNATIVAS EM SANEAMENTO DOS SITES AFETADOS PELA

DRENAGEM ÁCIDA CAUSADA POR ATIVIDADES DE MINERAÇÃO NO MÉXICO

WALTER RAMÍREZ-MEDA1, JOSÉ DE JESÚS BERNAL-CASILLAS1,

JUAN VILLALVAZO-NARANJO1

(1) Departamento de Ingeniería de Proyectos, Universidad de Guadalajara, profesores-investigadores, wramirez@dip.udg.mx

RESUMEN: En nuestro país, un gran número de minas y plantas de beneficio de metales están situados cerca de cauces naturales de arroyos y ríos, por lo que en forma esporádica o permanente el agua es contaminada con materiales tóxicos. Las minas y las plantas de beneficio, no cuentan con sistemas de tratamiento que garantice la minimización de los daños causados a los ecosistemas. Las acciones que se realizan son sólo como parte de planes de contingencia y se enfocan a la restauración mediante obras de emergencia para contener mediante movimientos de tierras la acometida de los contaminantes por acción de las lluvias principalmente. Analizando esta situación se ha planteado la necesidad de implantar acciones permanentes que prevengan el impacto esporádico y permanente a los ecosistemas.

La normatividad ambiental mexicana se ha visto rebasada para controlar a favor del medio ambiente las descargas legales y clandestinas derivadas de las diferentes etapas mineras: exploración, explotación y beneficio de mineral. Vacíos legales desde el registro y conformación de las empresas mineras, autorizaciones de explotaciones condicionadas y la falta de vigilancia gubernamental ha derivado en explotaciones ilegales que impactan negativamente los sitios cercanos a las operaciones mineras afectando la flora y fauna, creando un gran malestar en la población y el rechazo generalizado hacia nuevas oportunidades mineras en las regiones.

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Son poco conocidas las alternativas existentes de control y al no contarse con experiencia en estas áreas las evaluaciones de la contaminación es evaluada posterior a la operación de las mismas, algunas de ellas hasta la etapa de abandono, donde en ocasiones ya dejó de existir la empresa o el responsable de la explotación.

Las diferentes características físicas, químicas y estructurales de los suelos así como la topografía e hidrología, vegetación, climatología y localización de los sitios generan posibilidades de control particular para cada sitio. En el área de la ingeniería ambiental se han desarrollado diferentes metodologías de evaluación, prevención y saneamiento de zonas impactadas por el desarrollo de las actividades mineras. En este trabajo analizamos las diferentes alternativas de saneamiento como son: la electrocinética, el lavado de suelos, la solidificación/estabilización y la fitorremediación.

Este trabajo muestra un conjunto de alternativas viables para un sitio de explotación dadas sus propias características y analiza los casos reportados de diferentes sitios para resumir las experiencias para evitar volver a cometer errores en futuras explotaciones mineras y favorezcan explotaciones mineras sustentables.

PALABRAS CLAVE: minería, metales pesados, saneamiento, fitorremediación. PALAVRAS CHAVE: mineração, saneamento, metais pesados, fitorremediación. 1. INTRODUCCIÓN La minería en México tiene una larga historia, si se considera que aún antes de la época prehispánica ya se realizaban actividades mineras y metalúrgicas en lo que hoy es Taxco, Guerrero, en las Sierras de Querétaro, Oaxaca y Chiapas, así como en la Cuenca del Río Balsas. Durante el Siglo XVI, cobró auge esta actividad constituyéndose en polo de desarrollo y dando lugar a la creación de ciudades como Chihuahua, Durango, Guanajuato, Saltillo, San Luis Potosí y Zacatecas. Al mismo tiempo, las formas de producción empleadas en la minería fueron causa de graves tensiones sociales, mismas que contribuyeron a desencadenar la Revolución de 1910 y al

establecimiento en la Constitución de 1917 del precepto sobre el dominio original de la nación sobre los recursos del subsuelo, en el que se basa la normatividad sobre el aprovechamiento de los minerales y metales. En la actualidad, la actividad minera sigue constituyendo aún una fuente importante de divisas, a pesar de la caída internacional de los precios de los metales, conserva una participación ascendente en la economía nacional, una notable contribución a la producción mundial, y es una fuente destacada de empleos para cerca de un millón de trabajadores. Entre las entidades que tienen un mayor volumen de producción, se encuentran Baja California Sur,

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Coahuila, Colima, Michoacán y Zacatecas; la producción de alrededor de 10 minerales metálicos y no metálicos representa cerca del 90 por ciento del valor de la producción nacional; a la vez, unos 18 minerales ocupan una posición relevante entre los que se producen en mayor volumen a nivel mundial. La minería genera 64% de contaminantes tóxicos en México, según el informe “En balance 2005” donde participaron autoridades del sector ambiental de Estados Unidos, Canadá y México. México genera 6% de las emisiones de contaminantes de las industrias en América del Norte, aunque la Secretaría de Medio Ambiente y Recursos Naturales (Semarnat) reconoce que hay un subregistro de por lo menos 40%. Y de acuerdo a las cifras que sí están reportadas en el Registro de Emisiones y Transferencia de Contaminantes (RETC), 64% de las emisiones tóxicas en este país son del sector minero, seguido de las centrales eléctricas y la maquila de equipo electrónico. Los datos están incluidos en el informe “En balance 2005”, el cual fue editado en junio de 2009 y presentado durante la reunión pública del proyecto RETC, convocada por la Comisión para la Cooperación Ambiental, en la que participaron autoridades del sector ambiental de Estados Unidos, Canadá y México. El hecho de que no exista un registro completo de las emisiones tóxicas en México se debe a distintos factores: que muchas industrias omiten dar información, que apenas hay un avance de 1% en lo que le toca a los estados (sólo la Ciudad de México y Nuevo León

cumplen con dar información), que hay falta de capacitación en el sector empresarial y que el presupuesto es escaso –cuando arrancó este requisito, en Estados Unidos se destinaron 50 millones de dólares, y en México 500 mil pesos. Este año la Semarnat ejerció siete millones de pesos y el próximo se reduce a tres–. De acuerdo con el informe de 2005, 745 plantas de seis sectores industriales contribuyeron con alrededor de 96% de los más de 65 millones de kilogramos de emisiones registradas en México. El 99% de éstos fue apenas de 10 sustancias, la mayoría relacionados a la minería, como el plomo, el arsénico, el níquel y el cromo. La presencia del ácido sulfhídrico en el aire también es un elemento que encabeza lista y es generado principalmente por centrales eléctricas. Lo que menos se reporta son emisiones al suelo e inyección subterránea. Del total de plantas que reportan sus emisiones, tan sólo dos plantas de minería metálica (Compañía Fresnillo, en Chihuahua, con 36 millones de kilos de plomo y zinc; y Compañía Minería Nuevo Monte, en Hidalgo, que genera seis millones de kilos de arsénico) y dos centrales eléctricas (Comisión Federal de Electricidad Los Azufres y la Central Termoeléctrica Humeros, con emisiones de cinco millones de ácido sulfhídrico) generaron 92% de emisiones contaminantes. En total, los tres países generaron cinco mil 500 millones de kilogramos de contaminantes, de los cuales 80% correspondió a Estados Unidos y 12% a Canadá. En el primer país, las principales

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emisiones son por industria química, metálica básica y minería (no incluyen a las industrias petroleras porque no están obligadas); en el segundo, son extracción de petróleo y gas, metálica básica y tratamiento de aguas residuales Con el propósito de fortalecer a este sector, atraer la inversión nacional e internacional, proporcionar mayor certidumbre jurídica a los inversionistas, facilitar los trámites de autorización, promover la localización de nuevos yacimientos y el aprovechamiento de zonas ociosas, se integró el Programa Nacional de Modernización de la Minería 1990-1994, publicó la nueva Ley Minera y su Reglamento (Diario Oficial de la Federación 26/06/92 y 29/03/93, respectivamente), así como el Manual de Servicios al Público en Materia Minera. En apoyo a estas iniciativas, también se creó un banco integral de datos para tener un mejor conocimiento de los recursos del subsuelo y se promovió la elaboración del inventario nacional de recursos minerales. Aunado a lo anterior, y con objeto de crear las condiciones para el aprovechamiento sustentable de los minerales y metales, en la pasada administración se celebró el Convenio de Concertación en Materia Ecológica para la Industria Minera Nacional, entre la Secretarías de: Desarrollo Social (Sedesol), de Energía y Minas (Semip) y la Cámara Minera de México. En dicho Convenio, se definió el tipo de instrumentos requeridos para lograr la protección del ambiente en las distintas fases que comprende la producción minera, los cuales incluyen el desarrollo de los Instructivos de Presentación de Manifestaciones de Impacto Ambiental relativos a actividades de minería

subterránea y a cielo abierto, así como la participación del sector minero en los estudios de ordenamiento ecológico relacionados con las regiones mineras y la elaboración de normas relativas al control de las emisiones a la atmósfera, de las descargas al agua y al manejo de los residuos mineros, en particular en lo que respecta a su depósito en presas de jales o relaves. En el marco de las actividades internacionales que se llevan a cabo para promover el desarrollo sustentable, se ha reconocido el papel fundamental de la minería en la economía de numerosos países tanto desarrollado como en desarrollo. A la vez, se le identifica como una industria colosal desde la perspectiva de la cantidad de materiales que este sector remueve de la tierra, los cuales superan con mucho los que son removidos por la erosión natural que provocan los ríos. A lo anterior, se suma el hecho de que las actividades de extracción y fundición de minerales consumen cerca de un décimo de la cantidad total de energía que se consume en el mundo, a lo cual se agrega el hecho de que la cantidad de desechos mineros rebasa en exceso al total acumulado producido por otras fuentes industriales. La escala de la actividad minera es lo que plantea consecuencias ambientales tanto locales como globales de grandes dimensiones, y constituye un desafío en cuanto a convertirla en una actividad sustentable. Se reconoce también, el cambio rápido que está manifestando la industria minera, orientado a mejorar, hacer más limpios y seguros sus procesos, ante las presiones sociales y gubernamentales para que prevenga los impactos adversos sobre el ambiente que provocan sus

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actividades. Sin embargo, aún queda mucho por hacer, en particular en el caso de las pequeñas operaciones mineras en países en desarrollo cuyo desempeño ambiental es precario. Uno de los desencadenantes de la presión pública hacia la industria minera, ha sido la ocurrencia de desastres como consecuencia del derrame de grandes cantidades de residuos, jales o relaves mineros como consecuencia de la ruptura o desplazamiento de las presas o depósitos en los que se encontraban contenidos, acompañados de muerte, destrucción de propiedades y severa contaminación ambiental. Para discutir las cuestiones ambientales y sociales relacionadas con las actividades mineras, identificar y promover la adopción de buenas prácticas de producción y manejo seguro de minerales y metales, se han abierto diversos foros en los cuales destaca la participación de distintos órganos de las Naciones Unidas, como la Oficina de Industria y Ambiente del Programa de las Naciones Unidas para el Medio Ambiente (PNUMA) y la Conferencia de las Naciones Unidas sobre Comercio y Desarrollo (UNCTAD por sus siglas en inglés), así como de organismos privados como el Consejo Internacional sobre Metales y Ambiente (ICME). 2. LA CONTAMINACIÓN POR LA EXPLOTACIÓN MINERA EN MÉXICO A fin de facilitar la comprensión de los procesos que intervienen para lograr el manejo ambiental de los residuos mineros y su disposición segura, se resumen a continuación algunos aspectos básicos.

Los residuos mineros a los que se hace referencia en este texto, son los conocidos como colas (tailings), relaves o jales; los cuales son generados durante los procesos de recuperación de metales a partir de minerales metalíferos tras de moler las rocas originales que los contienen y mezclar las partículas que se forman con agua y pequeñas cantidades de reactivos químicos que facilitan la liberación de los metales. A manera de ilustración, un mineral típico puede contener alrededor de 6 por ciento de zinc y 3 por ciento de plomo, que al ser concentrados generan alrededor de 850 kilogramos de residuos sólidos y una cantidad equivalente de agua conteniendo cerca de un kilogramo de sustancias químicas residuales, por cada tonelada de mineral procesado. Al producto concentrado se le llama cabeza y al residuo se le denomina cola. La mayoría de los relaves o jales se encuentran en forma de lodos o de una mezcla líquida de materiales finos que en cierta manera se comporta como un suelo, por lo que aplican para su caracterización los principios de la mecánica de suelos; a condición de que se reconozcan los procesos de consolidación que tienen lugar y la forma en que fluyen los lodos. Entre las diferencias que tienen estos residuos con respecto de los suelos comunes, se encuentran el hecho de que su densidad y cuerpo son inicialmente bajos y crecen con el tiempo. Frecuentemente, para conservar y reusar el agua de proceso, así como para concentrar los lodos, se suele someterlos a un proceso de deshidratación hasta que alcancen una consistencia tal que facilite su transporte hacia las instalaciones de depósito, lo que ocurre cuando el

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contenido de sólidos es de 40 a 50 por ciento y el de agua de 150 a 100 por ciento, respectivamente; lo cual constituye un lodo con propiedades de fluido. Los lodos son transportados a las presas o depósitos mediante ductos, ya sea por gravedad o con ayuda de bombeo, y a través de descargas sub aéreas o por métodos de descarga por inyección subacuosa, bajo el agua superficial. También, puede ocurrir que se remueva agua adicionalmente, para crear una descarga engrosada o densa. La forma en que se depositan los relaves en las presas influye de manera importante en su comportamiento y en la constitución de capas con diferente grosor de partículas y humedad. A medida que las partículas de los relaves se empacan bajo el efecto de la gravedad, se provoca el fenómeno de consolidación, el cual aporta tres beneficios: aumento de sólidos que pueden ser almacenados en un volumen dado; aumento del cuerpo del suelo por eliminación de agua; y disminución de la cantidad de filtraciones hacia el subsuelo. Cuando el proceso se completa, es común encontrar contenidos de 20 por ciento de agua unida a las partículas, aún en medios muy áridos con elevada evaporación. La permeabilidad de los relaves depositados en una presa es utilizada como un indicador de consolidación y potencial de filtraciones. Como resultado del depósito segregado de partículas por influencia de la gravedad, la permeabilidad es mayor cerca del punto de depósito y disminuye progresivamente. Un grave peligro, como consecuencia de fuerzas dinámicas como las que ocurren durante un terremoto, es la posibilidad de licuefacción de los relaves por la

vulnerabilidad que les ocasiona el que se trate de depósitos débiles de partículas en un estado libre y saturado. En tales condiciones, y de ocurrir una fuga, los relaves pueden fluir a distancias considerables, a gran velocidad, y con consecuencias desastrosas. Dichas consecuencias se agravan cuando los metales en los relaves se encuentran en forma de sulfuros y existe un gran potencial de generación de ácidos en presencia de oxígeno y agua. También, requieren particular atención los relaves que contienen otros elementos potencialmente tóxicos como el arsénico, los que presentan altas concentraciones del cianuro empleado en el beneficio de metales o los que pueden provocar la contaminación por sales utilizadas en los procesos salinos. 2.1. Depósitos o presas de relaves mineros Diversas características de los depósitos o presas de relaves mineros los hacen diferentes de las presas de agua para generación de electricidad y requieren ser tenidos en consideración para incrementar su seguridad y prevenir el riesgo de ruptura o liberación de los residuos contenidos en ellos. En primer lugar, destaca el hecho de que el diseño de tales presas o depósitos no puede concluirse antes del inicio de las operaciones que generarán los relaves; de hecho, el tamaño y capacidad de estos depósitos suele expandirse a medida que se lleva a cabo la producción minera, lo cual demanda un proceso continuo de construcción y la atención permanente a las cuestiones de seguridad asociadas a ello. La pared externa de los depósitos suele construirse a partir de suelos naturales, de

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los materiales que se generan durante las actividades de extracción, e incluso con relaves de depósitos preexistentes o los mismos que se están generando en las operaciones en curso. En estos últimos casos, se separan los materiales gruesos o arenosos de los fangosos, para emplear los primeros en la construcción de las paredes y verter los segundos dentro del depósito. En cualquier caso, como lo que se busca es almacenar sólidos y no el retener el agua, la pared en la medida de lo posible deberá ser permeable. La geometría de las presas varía dependiendo de la topografía del lugar, empleándose por lo general presas circulares en terrenos planos. Como medidas preventivas de su contaminación, se recomienda desviar los cursos de agua más cercanos a las presas y establecer sistemas para captar el agua que caiga dentro del área de confinamiento, así como mecanismos para retener a los materiales de las paredes externas que puedan estarse erosionando. La cantidad de agua dentro de las presas de relaves debe mantenerse bajo control, eliminando periódicamente los excesos de manera a no provocar contaminación (lo cual puede llegar a implicar su tratamiento previo para remover sustancias tóxicas), así como previniendo que exista déficit de agua. En algunos casos, puede llegarse a requerir dotar a la presa de un recubrimiento inferior con una capa plástica que prevenga las filtraciones. Al diseñar las presas o depósitos se recomienda considerar su estabilidad y seguridad en todo momento de su vida, incluyendo la etapa de cierre o clausura. Ello implica considerar todo tipo de eventos como que se llene hasta el tope el depósito, la posible erosión de las

paredes, los derrumbes o erosión asociados con los ductos que transportan los jales al depósito; todo lo cual hace necesario el empleo de métodos de evaluación y manejo de riesgos. Por lo antes expuesto, es importante considerar la posible flexibilidad en el diseño de las presas, con base en criterios y requisitos de aseguramiento de la calidad que incluyan, entre otros, los siguientes:

• Consistencia y distribución de los tamaños de partículas de los relaves a ser depositados. • Precipitación pluvial y evaporación. • Bordes libres del depósito para prevenir desbordes. • Cantidad de relaves a ser depositados y el volumen de agua a ser decantada.

Además de lo expuesto, se recomienda prever y realizar la vigilancia de la construcción de la presa para verificar la conformidad con el diseño, así como llevar a cabo la revisión periódica de las características de diseño a medida que avanza la obra, efectuar la inspección y auditoría regular de la presa, con perforación de los depósitos y tomas de muestras para caracterizar el estado de los relaves; se considera además pertinente al efectuar estas actividades incluir cuando sea conveniente la supervisión por autoridades o expertos independientes y, en su caso, la adopción de medidas correctivas. En cuanto a la previsión, preparación y ejecución de las obras para el cierre de los depósitos o presas de jales, se plantea la necesidad de considerar las medidas pertinentes para prevenir impactos adversos al ambiente. En las condiciones normales de operación de los depósitos o presas de jales mineros, y como consecuencia de

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tormentas y derrames, puede ocurrir la contaminación de los cuerpos de abastecimiento de agua, con el posible deterioro de la calidad de la misma, sobre todo si los relaves tienen un pH o un contenido de metales que pueden volver el agua temporal o permanentemente no apta para el consumo. Por lo general, la afectación de los cuerpos de agua superficiales suele ser sólo local, pero en algunos casos puede alcanzar distancias alejadas varios kilómetros del lugar en el que ocurre la contaminación. La afectación depende del tipo y características de los jales mineros vertidos, de la frecuencia e importancia de las descargas, así como de los regímenes hidrológicos de las aguas receptoras. También, puede producirse la contaminación de los mantos freáticos como consecuencia de las filtraciones en las presas, lo cual requiere ser vigilado mediante monitoreo. Todo ello, implica la necesidad de contar con programas de manejo y protección del agua en las operaciones mineras. Por la preocupación social y las consecuencias asociadas con algunos derrames de relaves conteniendo cianuro al agua, se han establecido regulaciones estrictas en esta materia, tanto para evitar filtraciones hacia los mantos freáticos como derrames por ruptura de presas. Para ello, se han previsto diversas soluciones técnicas que incluyen, entre otros, la destrucción del cianuro antes de verter los relaves en las presas o procesos de reciclado. En los últimos años han ocurrido accidentes en presas de jales, como los resumidos en el cuadro siguiente, que han alertado a la comunidad mundial y deben ser considerados como lecciones de las

cuales derivar medidas para incrementar la seguridad en este tipo de instalaciones. Como respuesta a los problemas identificados en el manejo de los jales mineros, se han desarrollado códigos de buenas prácticas que cubren cada una de las diferentes fases del ciclo de vida de los depósitos o presas de jales: a) conceptualización, planeación y selección de sitios, b) investigación y caracterización de residuos, c) diseño, construcción y operación, d) cierre y cuidado ulterior; y que parten del planteamiento de objetivos tales como: • Seguridad para la vida, los recursos naturales y la propiedad. • Responsabilidad ambiental. • Efectividad y eficiencia. Los cuales se sustentan en los siguientes principios: • Manejo ambiental adecuado a lo largo de todo el ciclo de vida. • Minimización de los impactos y riesgos. • Enfoque de cautela basado en la promoción de la prevención. • Internalización de costos ambientales. • Control de la cuna a la tumba. A la vez, es creciente el número de empresas que se adhieren a sistemas de manejo ambiental basados en criterios de calidad como los estipulados en las normas ISO de las series 9000 y 14000. En estos sistemas, se consideran como requerimientos claves el compromiso de los más altos niveles de la empresa, la definición y publicación de sus políticas, el establecimiento de objetivos ambientales, la asignación de responsabilidades, la elaboración de planes y programas detallados, así como la verificación y evaluación de su aplicación.

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Ocupan un lugar preponderante en tales sistemas, el manejo y protección del agua, la prevención de descargas ácidas, la integridad estructural de las instalaciones, el control de fugas, el cumplimiento de los estándares de

emisiones y descargas, la reducción de la generación de residuos, la protección de los recursos naturales y la prevención de accidentes.

Tabla 1. Algunos accidentes en presas de jales mineros

Fecha

1994

1994

1995

1995

1995

1995

1996

1998

Lugar

Harmony, Sud África

Riltec, Australia

Middle Arm, Australia

Omai, Guyana Placer,

FilipinasGolden Cross, Nueva Zelanda

Marcopper, Filipinas

Los Frailes, España

Características

Brecha en la pared de la presa

Fuga de agua contaminada

Erosión de la pared de la presa

Descarga de jales

Falla de la base de la presa

Movimiento de la presa

Pérdida de jales de un depósito

Brecha en la presa y vertido de 5 millones de m3 de agua ácida y 1.5 millones de m3

de jales

Decesos

17000

12000

Daños al ambiente Locales

Contaminación de cuerpos de agua Mínimos

Contaminación temporal de los ríos

Contaminación costera Ninguno

Contaminación de cuerpos de agua

Desaparición de especies en ríos contaminados

Daño a propiedades

Extenso daño a residencias

Mínimos

Mínimos

Limitados a la presa

Pérdida de equipo de la mina

Ninguno

Ninguno

2 000 ha de suelo agrícola destruido a lo largo de 40 km de cauce fluvial

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Además de todo lo expuesto, la inversión en investigaciones, incluyendo las relativas a caracterizar los impactos ambientales de los jales mineros, así como las concernientes a nuevas tecnologías para la extracción de metales más respetuosas del ambiente (como podría llegar a ser el uso de bacterias oxidantes), es cada vez más importante.

Diversos esquemas de regulación directa y de promoción de la autorregulación, como los que se citan a continuación, son aplicables y de hecho son aplicados por empresas mineras en México.

Como todas las empresas que tienen emisiones al aire, descargas al agua y generan residuos peligrosos, las empresas del sector minero requieren obtener licencias de funcionamiento, permisos de descargas y autorizaciones de manejo de residuos peligrosos, así como informar de manera regular acerca del cumplimiento de las disposiciones normativas en la materia. A la vez, estas empresas pueden recurrir a la obtención de una Licencia Ambiental Única (LAU), lo que reduce a un sólo trámite la obtención de todas las autorizaciones antes mencionadas. Asimismo, en lugar de reportes o manifiestos semestrales, pueden llenar una Cédula de Operación Anual (COA) y llevar de esta manera un control multimedia de la liberación al ambiente de sustancias tóxicas.

La normatividad en la materia requiere consolidarse con la publicación y entrada en vigor de los diversos proyectos de Normas Oficiales Mexicanas (NOM) en las cuales se ha venido trabajando, tales como las que:

• Indican los criterios para la selección de sitios para ubicar las presas de jales.

• Establecen los requisitos para el diseño y construcción de presas de jales.

• Señalan las especificaciones para la operación y cierre de las presas de jales.

• Plantean el relleno hidráulico con jales de las minas.

• Hacen referencia al beneficio de minerales por lixiviación.

La autorregulación, por su parte, es promovida a través de las auditorías voluntarias, la adhesión a los programas voluntarios de Protección Ambiental y Competitividad Industrial o de Gestión Ambiental de la Industria en México, actividades todas ellas en las que se alienta la certificación de conformidad con la normatividad ISO 14000.

3. TECNOLOGÍAS DISPONIBLES IN-SITU PARA LA REMEDIACIÓN DE SUELOS CONTAMINADOS CON METALES

Se presenta un estudio comparativo de cuatro tecnologías in-situ. Los factores más importantes considerados en este análisis son: el estado de desarrollo de la tecnología, el rango de metales tratados, el mayor factor limitante y las consideraciones específicas del sitio. El estado se refiere a la etapa de desarrollo de la tecnología. El rango de metales tratados especifica si la tecnología puede abordar un rango amplio de metales o se enfoca en un rango limitado de metales. El mayor factor limitante se refiere a las consideraciones del proceso las cuales

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pueden limitar la amplitud de uso de la tecnología. Las consideraciones específicas del sitio se refieren a aquellas características del sitio que pueden influir en la efectividad de la tecnología.

3.1 Tecnología de fitorremediación in situ

La fitorremediación es el uso de plantas para eliminar, contener o convertir a no dañinos los contaminantes ambientales. Esta definición aplica a todos los procesos físicos, químicos y biológicos que están influenciados por las plantas y que ayudan en la limpieza de sustancias contaminantes.

Las plantas pueden usarse en el sitio de remediación, para mineralizar e inmovilizar los compuestos orgánicos tóxicos en la zona de la raíz y para acumular y concentrar metales y otros compuestos inorgánicos del suelo en los retoños sobre la tierra. Sin embargo la fitorremediación es un concepto relativamente nuevo en la comunidad de administración de desechos, las técnicas, habilidades y teorías desarrolladas a través de la aplicación de tecnologías agroeconómicas bien establecidas se pueden transferir fácilmente. El desarrollo de plantas para la restauración de sitios contaminados con metales requerirá los esfuerzos de investigación multidisciplinario de agrónomos, toxicólogos, bioquímicos, microbiólogos, especialistas en administración de plagas, ingenieros y otros especialistas.

Los metales considerados esenciales, para al menos, algunas formas de vida incluyen al vanadio (V), cromo (Cr), manganeso (Mn), hierro (Fe), cobalto (Co), níquel (Ni), cobre (Cu), zinc (Zn) y molibdeno (Mo). Porque

muchos metales son tóxicos en concentraciones por encima de los niveles mínimos, un organismo debe regular las concentraciones celulares de tales metales. Consecuentemente, los organismos han evolucionado sistemas de transporte para regular la asimilación y distribución de metales. Las plantas tienen capacidades metabólicas y de absorción sorprendente, también como sistemas de transporte que pueden asimilar iones selectivamente del suelo. Las plantas han evolucionado en una gran variedad de adaptaciones genéticas para manejar los niveles potencialmente tóxicos de metales y otros contaminantes que se encuentran en la naturaleza. En las planta, la asimilación de metales ocurre principalmente a través del sistema de raíces, en las cuales se encuentran la mayoría de los mecanismos para prevenir la toxicidad de los metales. El sistema de raíces provee una enorme área superficial que absorbe y acumula el agua y los nutrientes esenciales para el crecimiento. En muchas formas, las plantas vivientes pueden compararse con las bombas de energía solar que pueden extraer y concentrar ciertos elementos del ambiente.

Figura 1. Detalle de absorción de contaminantes en la raíz de la planta.

Las raíces de las plantas causan cambios en la interface suelo-raíz mientras eliminan compuestos inorgánicos y orgánicos (exudados de la raíz) en el área del suelo inmediatamente

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alrededor de las raíces (la rizosfera). Los exudados de las raíces afectan el número y actividad de los microorganismos, la agregación y estabilidad de las partículas del suelo alrededor de la raíz, y la disponibilidad de los elementos. Los exudados de la raíz pueden incrementar (movilizar) o disminuir (inmovilizar) directa o indirectamente la disponibilidad de los elementos en la rizosfera. La movilización e inmovilización de los elementos en la rizosfera pueden ser causadas por: 1) cambios en el pH del suelo, 2) eliminación de sustancias que forman complejos, como las moléculas quelantes de metales, 3) cambios en el potencial óxido-reducción y, 4) la actividad microbiana.

Análisis de caso de tecnología aplicable: sistema de tratamiento pasivo para drenajes de minas

Se analizan las diferentes alternativas tecnológicas que existen para el saneamiento de un sitio de explotación minera con difícil acceso y poca disponibilidad de energía eléctrica ubicando las principales ventajas y desventajas así como las características específicas de la tecnología de saneamiento seleccionada para al caso particular de El Cuale, el cual se seleccionó para diseñar el modelo de saneamiento del suelo.

4. EVALUACIÓN DE ALTERNATIVAS PARA UN CASO PARTICULAR

A partir de las ventajas y desventajas de cada tecnología podemos seleccionar que la más adecuada para nuestro sistema es la de fitorremediación. Esto debido

principalmente a las condiciones del sitio, a los pocos recursos económicos disponibles y a la dificultad para transportar materiales y la energía eléctrica a la zona.

Cabe mencionar la importancia de un buen conocimiento del sitio, a fin de dimensionar el sistema de saneamiento, ya que se tiene un sistema semibiológico por lo que si no se tiene precisión en el dimensionamiento y proyección de la obra se corren riesgos de hacer inoperante el sistema debido a la capacidad biológica del mismo. Como se menciona en la literatura, este sistema de saneamiento es prácticamente nuevo por lo que las bases de diseño deben estar respaldadas en información reciente de publicaciones de estudios e investigaciones reportadas en este campo, como ejemplo, las presentadas en este trabajo del caso del distrito minero de El Cuale.

4.1. Diseño de humedales para operaciones de minería

El bajo costo de inmovilización de contaminantes por grandes periodos de tiempo es la meta del huso de humedales para tratar los drenajes de minas. Klusman y Machemer listan los procesos que suceden en un humedal.

a. Intercambio de metales en un substrato rico en materia orgánica el cual es usualmente musgo de pantano en los humedales naturales.

b. Reducción de sulfatos con precipitación de fierro y otros sulfuros.

c. Precipitación de hidróxido férrico y de manganeso.

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d. Adsorción de metales por hidróxidos férricos.

e. Adherencia de metales a plantas vivas.

f. Filtración de materia suspendida y coloidal del agua.

g. Neutralización y precipitación a través de la generación de NH3 yHCO3- por bacterias debido al decaimiento de material biológico.

h. Adsorción o intercambio de metales sobre algas.

Estudios geoquímicos de remoción de metales sugieren que los procesos b, c, d, g y h pueden ser dominantes. Esta sugerencia es respaldada sobre la ocurrencia del tiempo geológico en recientes estudios de humedales.

Esto implica que la estrategia para optimizar los humedales se concentra en la formación de precipitados inorgánicos y el uso de porciones orgánicas del sistema para desarrollar condiciones que promueven la formación de precipitados inorgánicos.

4.2. Humedales naturales versus humedales construidos

Los humedales naturales no están acondicionados para recibir drenajes de minas. Si algún humedal natural es acondicionado, este va a recibir drenaje hasta el periodo de tiempo que llegue a su saturación. En estos tenemos pantanos como el primer substrato, el flujo es primeramente a través de la superficie y la transmisión del agua a través del substrato es limitada. El flujo superficial disminuye las posibilidades de procesos

anaerobios. Por consiguiente un humedal natural puede ser rico en ácido húmicos que limitan la capacidad de neutralizar el drenaje ácido. Finalmente existe la posibilidad de destruir el ecosistema natural por la adición de aguas contaminadas. Aunque humedales naturales han sido usados para remover contaminantes metálicos, los sistemas construidos ofrecen mejores ventajas para tratar aguas contaminadas con metales debido a que estos pueden ser diseñados para maximizar el proceso especifico de remoción de ciertos contaminantes del agua, así como existen razones ingenieriles y ecológicas que sustentan el construir un humedal para remover contaminantes que usar un ecosistema natural existente.

4.3. Configuración estructural y consideraciones de construcción

Los humedales construidos tipo Sistema de tratamiento pasivo de drenaje de minas (PMDTS) son construidos bajo un modelo de flujo horizontal, similar a los humedales naturales. Algunos estudios han demostrado que la conductividad hidráulica del substrato decrece de 2 a 3 órdenes de magnitud en varias semanal. Como resultado, solo pequeñas cantidades de agua de desecho pasan a través del contacto con el substrato y el agua remanente sin tratar fluye atrevas de la superficie del sistema. El sistema fue reconfigurado para forzar al agua a pasar a través del substrato. Para esto, el agua entra por la tapa del deflector de la zona de distribución y sale por el lado contrario de la celda.

La colocación de las capas de grava y piedra dentro de la celda son importante para evitar que la dirección del agua forme cortocircuitos alrededor

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de los deflectores y no logre ponerse en contacto con el substrato. El modelo de celdas de retorno de flujo ahondado con la correcta colocación del substrato, de los deflectores y las rejillas de captación ha demostrado ser los mejores y más eficientes diseños de construcción que favorecen una buena superficie de contacto y un tiempo de residencia mayor del drenaje en el sistema. La tubería de distribución debe ser protegida para evitar que se tape con partículas de substrato, para esto se recomienda colocar grava y malla de contención en las uniones.

4.3.1. Parámetros y consideraciones de diseño de ingeniería

Existen algunas variables y factores de diseño a considerar antes de construir un sistema PMDT:

a) La carga de masa y rango de metales a tratar.

b) Determinación de volumen basado sobre la capacidad estimada de tratamiento respaldada en la capacidad de actividad microbiológica.

c) Configuración del sistema dependiendo de la disponibilidad de espacio y facilidades.

d) Tipo de substrato a ser usado.

e) Uso y tipo de plantas vegetales.

Características de la zona de estudio

Figura 2. Mapa hidrológico de la zona de El Cuale y la presa Cajón de Peñas.

Figura 3. Distribución de las plumas de contaminantes.

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4.3.2. Sistema propuesto

El sistema propuesto más adecuado es el tratamiento pasivo de drenaje ácido de minas usando humedales artificiales (por sus siglas en inglés de System of treatment passive drainage mine (STPDM).

El propósito de aplicar el STPDM es utilizar mecanismos biogeoquímicos para tratar el agua cerca de la fuente de contaminación para concentrar e inmovilizar metales y elevar el pH de estos drenajes. El costo y mantenimiento de este sistema seria mucho menor que cualquier otra alternativa de tratamiento convencional.

Se realizarían algunas variantes al sistema propuesto por el Departamento de Minas de los Estados Unidos para aprovechar algunas facilidades que nos proporciona la propia geografía de la zona.

Debido a que la zona se encuentra localizada cerca de la parte alta de la serranía nos da una ventaja de poder controlar los flujos de agua a manera constante aún en épocas de lluvia.

Por otro lado los terrenos son lo suficientemente impermeables que evitaríamos infiltraciones hacia los freáticos y así reducimos el riesgo de contaminarlos con metales pesados.

Para asegurar la correcta absorción de metales y retención por parte del substrato y del sistema de

postratamiento se colocará un segundo sistema recubierto por capas de caliza para asegurar la precipitación y retención de metales disueltos.

Figura 4. Esquema del tratamiento.

Figura 5. Esquema de construcción del relleno.

114

Fig. 6. Localización del sistema de tratamiento.

5. RESULTADOS

Como todo sistema de tratamiento de aguas, se requiere de un dimensionamiento respaldado en cálculos de cargas de contaminantes a tratar, las estimaciones realizadas respecto a la cantidad de metales pesados nos dieron la pauta acerca de estas cargas.

Tomando como base un volumen aproximado de mineral extraído de 1.5 millones de toneladas derivadas de

los datos de acumulación en la planta de beneficio y conforme a la declaración de explotación se depositaron en la zona de estudio: 22,500 toneladas de Zn y 5700 toneladas de Pb.

Los análisis de los registros del proceso de extracción de las minas y el beneficio, solo se retiraba del área el 15% del volumen extraído de mineral, por lo que se estima que se encuentran depositadas en la zona 1.27 millones de toneladas de mineral.

115

Considerando los resultados puntuales de la concentración de metales pesados encontrados en la Tabla No.4, tenemos dos criterios para evaluar la carga de contaminantes a tratar, la primera es considerar la suma de la carga de contaminantes del punto donde convergen todos los escurrimientos y que geográficamente es el punto real de concentración de contaminantes que fluyen hacia el río, y el otro es tomar el promedio ponderado de todos los depósitos acuíferos y escurrimientos de la zona que eventualmente pueden converger hacia el río, para el primer caso fue de 27.13 ppm y para el segundo caso fue 57.87 ppm.

El otro factor de cálculo de carga de contaminantes es el valor del flujo de descarga. Debido a que este es variable, se toma el promedio de escurrimiento anual que es de aproximadamente 16 L/s. este valor es tomado del escurrimiento en época de estiaje con un margen de seguridad del 50% para la época de lluvias, se considera solo el 50% debido a que se planea instalar un sistema de canales de desvío de aguas pluviales para evitar que el agua de arrastre de las tormentas entre hacia la zona de trabajo y desequilibre el tratamiento.

Partiendo de las recomendaciones de diseño de este tipo de plantas de tratamiento derivadas de las diferentes pruebas a nivel de escala laboratorio y planta piloto, tomamos el valor de que un sistema con un volumen de 2.46 m3 puede remover como máximo 3 moles de metal por día, y realizándolas suma de cationes tenemos que para el caso 1 se removerían 4.03x10-4 mol/l y para el caso 2: 9.29x10-4 mol/l, tomando el flujo del sistema de 1 382 400 litros

por día, se requieren 456.82 m3 de sustrato para el caso 1 y 1053 m3 de sustrato para el caso 2.

El segundo factor de diseño es el factor de carga hidráulica, debido a que se tendrá un largo tiempo de residencia en el sistema, se debe contemplar al distribuir la carga de flujo que llegará al sistema considerando este retardo en forma natural, este cálculo es difícil de predecir por lo que se toma el tiempo de retardo para los sistemas de humedales municipales, para los cuales ya se conocen los datos de retardo y principalmente se debe cuidar que tenga la suficiente holgura dado el arreglo de las unidades de tratamiento, y así considerar el cálculo del volumen del sistema total y el área ocupada por el mismo.

Para este sistema se calcula diferentes arreglos por opciones de las variables de diseño: profundidad de las celdas, y área de las mismas, el modelo optimo se obtuvo con celdas cuadradas de 17 m de lado con una profundidad de 0.8 m, en un arreglo de 6 celdas configuradas de 2 secciones en arreglo en serie en la que cada una tiene de 3 celdas operando en paralelo, ocupando una superficie total de 3080 m2.

6. CONCLUSIONES

El análisis de las tecnologías disponibles comercialmente muestra que la opción del sistema pasivo de tratamiento de drenaje de mina es la mejor opción para la zona, dadas las características de topografía, accesos, disponibilidad de materiales y de energía.

116

El diseño del sistema de tratamiento está respaldado en los resultados de remoción de contaminantes obtenidos en la planta piloto de Eagle Mine, Colorado. Las proyecciones para el sistema de tratamiento de la zona minera de El Cuale proporcionaron la confiabilidad de los datos sobre la factibilidad técnica que garantice la estabilización de los contaminantes y el restablecimiento del equilibrio ecológico en la zona.

El tiempo estimado de funcionamiento del sistema es de 6 a 8 años, aunque puede variar por la continuación de las labores de minería en la zona, el comportamiento climático, el comportamiento hidráulico del sistema y la calidad y durabilidad de la construcción.

El sistema propuesto tiene la versatilidad de poder realizarle modificaciones y ampliaciones futuras sin alterar el proceso básico de tratamiento, incluyendo la disminución del área de tratamiento clausurando secciones de la misma.

Si la zona de minas vuelve a entrar en operación, utilizando este sistema se puede recalcular la carga de contaminantes y ampliar la planta para garantizar una explotación de minerales sin riesgo de agredir al ecosistema.

Este modelo es la opción más económica para la restauración de la zona, debido a que comparándola con los otros modelos de remediación in-situ como son el electrocinético, lavado de suelo y solidificación/estabilización, este requiere menor inversión inicial, no requiere significativos gastos de operación y mantenimiento y no requiere alta inversión en reactivos de tratamiento. Asimismo, la mayoría de los materiales necesarios para la construcción y la maquinaría para realizar la obra están disponibles en el país y los trabajos pueden ser realizados por el personal de la zona.

Este trabajo se extrapola de datos de planta piloto obtenidos en un lugar diferente al proyectado, por lo que si se requiere tener una menor incertidumbre en las variables de diseño de algún sistema de tratamiento para una zona minera similar es recomendable realizar pruebas a escala piloto en el mismo sitio donde se pretende instalar el sistema de tratamiento de drenaje pasivo.

117

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

TECNOLOGÍA FACTOR DE

EVALUACIÓN ELECTROCINÉTICA FITORREMEDIACIÓN LAVADO

DEL SUELO SOLIDIFICACIÓN/ ESTABILIZACIÓN

Estado Aplicaciones a gran escala en Europa Recientemente autorizado en EUA

Escala piloto Actualmente está siendo probado en Trenton, NJ; Butte, MT; INEL en Fernald, OH; y Chernobyl, Ucrania.

Comercial Seleccionado en sitios con grandes presupuestos

Comercial

Rango de metales tratados

Amplio Amplio Limitado Amplio

Mayores factores limitantes

“Estado del arte” “Estado del arte” Requiere tiempos largos para tratamiento Rendimiento de cosecha y patrones de crecimiento

Contaminación potencial del acuífero de la solución de lavado

Concerniente con la integridad a largo plazo

Consideraciones específicas del sitio

Homogeneidad del suelo Nivel de humedad en suelo

Profundidad de la contaminación Concentración de la contaminación

Permeabilidad del suelo Flujo y profundidad del agua subterránea

Residuos Profundidad de la contaminación

Tabla 3. Comparación de las tecnologías aplicables.

Tecnología de tratamiento

Ventajas que obtendría de usarla en el distrito minero

Desventajas

Ultrafiltración Alta eficiencia de retención de metales. Retiene todo tipo de partículas del efluente y entrega al río agua de excelente calidad.

Alto costo de equipos e instalación. Alto costo de operación y mantenimiento. Requiere sistemas de bombeo y por ende, alto consumo de energía eléctrica.

Lavado Bajo costo del agua debido a la disponibilidad de esta. Proceso simple. Bajo costo de operación. Tiempo de tratamiento: corto.

Baja eficiencia derivada de la baja solubilidad de los metales en agua. Requiere tratamiento del agua de lavado para precipitar los metales solubilizados. Se requiere adicionar agentes quelantes para mejorar la solubilidad de los metales. Aumenta riesgos ambientales de extender la contaminación a otras áreas.

Estabilización/ solidificación

Alta eficiencia y garantía de inmovilización de metales. Puede ayudar en gran medida a estabilizar taludes y prevenir deslaves futuros. Tiempo de tratamiento: corto.

Muy alto costo de instalación debido al alto volumen de mineral a estabilizar. Requiere alta eficiencia en el mezclado con los agentes inmovilizadores, así como enormes cantidades de estos.

Fitorremediación Buena eficiencia para remoción de los metales comunes. Costos de instalación razonablemente bajos. No requiere sistemas de bombeo costosos. Relativamente bajo costo de mantenimiento.

Se requiere inspección y mantenimiento permanente. Dado que es un sistema biológico no soporta fluctuaciones en la carga de contaminantes y futuras explotaciones requieren ampliar el espacio de tratamiento.

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

118

Tiempos cortos de tratamiento. Favorece contar con suelos saturados de agua.

Requiere homogeneidad del suelo. Requiere grandes cantidades de energía eléctrica.

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

Muestras Plomo Cinc Mercurio Cobre Cianuro 58.01 Mina Naricero 1.055 22.01 <0.017 0.202 <0.001 58.02 Mina Socorredora <0.010 1.40 <0.017 0.104 <0.001 58.04 Laguna 1er.cortina 19.18 33.70 <0.017 6.02 <0.001 58.05 2da. cortina, canal 3.10 63.12 <0.017 2.43 <0.001 58.06 Laguna 2da. cortina 1.79 9.60 <0.017 0.262 <0.001 58.07 Mina Jesús María <0.010 6.77 <0.017 0.072 0.005 58.08 Inicio del río 1.91 21.83 <0.017 0.487 <0.001 REFERENCIAS [1] CRISTINA CORTINAS DE NAVA. Manejo ambiental de los relaves o jales

mineros.27/agosto/2007. Dirección General de Materiales, Residuos y Actividades Riesgosas del Instituto Nacional de Ecología, México, D.F.

[2] EL INFORMADOR. La minería genera el 64% de los contaminantes tóxicos en

México. 13/octubre/2011. Guadalajara, México. [3] ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY. Applicability of the toxicity

characteristic leaching precedure to mineral processing wastes. Diciembre/1995. Office of solid waste USEPA.

[4] ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY. Human Health and environmental

damages from mining and mineral processing wastes. Diciembre/1995. Office of solid waste USEPA.

[5] UNITED ESTATES ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY .Recent

developments for in situ treatment of metals contaminated soils. Diciembre/1997. Office of solid waste and emergency response / technology innovation office. USEPA. Washington, D.C.

[6] WILDEMAN, THOMAS; BRODIE, GREGORY Y GUSEK, JAMES. Wetlands design

for mining operations. Octubre/1991. Conferencia: Constructed wetlands for water quality improvement. Pensacola, Florida, USA.

119

[7] HARI D. SHARMA, SANGEETA P. LEWIS. Waste containment systems, waste stabilization and landfills design and evaluation. 1997. Wiley Interscience.

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

contaminados con metales pesados derivados de la explotación minera. Julio/1999. Tesis de maestría, Universidad de Guadalajara.

120

121

CONTROL  DE  CONTAMINACIÓN  DE  AGUAS  SUBTERRÁNEAS  Y SOSTENIBILIDAD CONTROLE  DA  CONTAMINAÇÃO  DE  AGUAS  SUBTERRÂNEAS  E SUSTENTABILIDADE 

Capítulo 2

122

123

SOSTENIBILIDAD AMBIENTAL DE AGUA DE MINA EN LA MINERÍA SUBTERRÁNEA DE

TUNGSTENO

SUSTENTABILIDADE AMBIENTAL DE AGUA DE MINA NA MINERAÇÃO SUBTERRÂNEA DE

TUNGSTENO

MINE WATER ENVIRONMENTAL SUSTAINABILITY IN UNDERGORUND TUNGSTEN

MINING

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

* Professor, Technical University of Lisbon, Portugal, vntorres@ist.utl.pt

** Professor, University of Nottingham, UK, raghu.singh@nottingham.ac.uk

*** Professor of Mehran University, Pakistan

ABSTRACT: Currently all over the World, the sustainable developments of the human activities are being given increasingly more importance. Specially, mining operations play a vital role in fulfilling economic and social growth of a nation and therefore, it is necessary to develop sustainable mining practices (SMP) to actualise sustainable developments. One of the major components of the sustainable mining practices is the management of water regime during mining operations for the present and the future generations. For real and efficient management of water regime from pre-mining to post-mining stage, a sustainability index has been developed which follows a mathematical model based on the three environmental indicators including Physio-chemical properties, Toxic elements, Other Components. This paper is concerned with the assessment of Mine Water Sustainability due to Tungsten mining and describes the availability of tungsten resources throughout the World together with the mine water sustainability results of an Underground Tungsten mine in Portugal. Keywords: tungsten mining, mine water sustainability, management of mining activities, mining environment

124

INTRODUCTION

1.1. Basic pillars of sustainable development of the mining industry

The key of the sustainable development of the mining industry constitutes for three "basic pillars", whose interaction summarizes by Giovannini E. et. al, 2005: o Effects of economic activity on

environmental issues, environmental protection and management activities by economic agents and its implications of economic policies and market forces for the environment.

o Productive functions and services of

the environment; implications of environmental policies for economic efficiency.

o Provision of environmental services; effects of environmental conditions on health, on living and working conditions; implications of environmental policies and related instruments for society.

o Effects of demographic changes and consumption patterns on environmental resources: implications of social conditions and policies for the environment; environmental awareness and education; environmental information and participation; institutional arrangements; legal frameworks.

o Quantity and quality of the labour force, population and household structure, education and training; information and participation;

consumption levels and patterns; implications of social conditions and policies for economic growth, institutional arrangements; legal frameworks.

o Income levels and distribution;

employment; implications of economic policies and market forces for society.

1.2. Tungsten mining industry Mining is considered as one of the three most important activities for the resource development for human society; agriculture and forestry being the other two. This fact can be illustrated by the production, demand and reserves of tungsten mineral occurring in form of Wolframite (30%) and Scheelite (70%) ores. Tungsten is World’s one the most remarkable metals used in the manufacturing industry. It has the highest melting point, lowest vapour pressure, and highest tensile strength at high temperatures which enables it to be used in variety of products including machine tools, drill bits, electric contacts and heating and lightening filaments. Tungsten heavy alloys are used to make armaments, heat sinks, radiation shielding, weights and counter-weights. The main use of tungsten in the Chemical industry is to make catalysts. World’s tungsten reserves have been estimated as 7 million tonnes W (tungsten) including mineral deposits which are not economically viable. Figure 1 indicates that China has 56% of total tungsten mineral resources, followed by Canada (12%), CIS (6%),

125

South America (4%), USA (4%), and rest of the world 18%. Figure 2 presents worlds economic reserves of tungsten mineral in the major mining countries from 2001 to 2007.

56

4

6

4

12

18

ChinaCanadaCISSouth AmericaUSAOther

Figure 1. World’s Tungsten Minerals

Reserves Figure 3 presents World’s tungsten concentrate production from 2001 to 2006. China has long been the worlds leading tungsten. In recent years, most of the remaining tungsten production took place in Austria, Bolivia, Canada

0

200000

400000

600000

800000

1000000

1200000

1400000

1600000

1800000

2001 2002 2006

Res

erve

s M

Ton

nes

ChinaCanadaRussiaAustriaPortugalBolivia

Figure 2. Reserves of tungsten (US Geological Survey, Minerals Commodities

Summaries)

0

10000

20000

30000

40000

50000

60000

2001 2002 2003 2004 2005

Tngs

ten

conc

etra

te p

rodu

ctio

n - T

onne

s W

con

tent

ChinaCanadaRussiaAustriaPortugalBolivia

Figure 3. Tungsten concentrate production (United States Geological Survey Mineral

Resources Program) Portugal, Russia, and North Korea. In recent years, the export of tungsten ore being reduced all over the world shift is towards exporting more value added down stream tungsten material and products. Table 3 presents concentrate production countries in the World by their tungsten content.

Year Total2001 32000002002 310000002006 6200000

Year Total2001 508002002 661002003 682002004 694002005 70100

126

Figure 4. World Tungsten ore production

Figure 4 presents World’s major tungsten ore producers. The global production of tungsten in year 2006 was of 73,300 tonnes ore and with this productive rhythm it is enough to take care of the demand of this metal for 140 years. Since mining of tungsten ore and its processing creates waste water which when disposed in the surface streams creating environmental problems. In this context, assignment of mine water sustainability indices to mine water discharge will make great contribution to Sustainable Development principles. Currently there are no standardized references for the assessment of real situations in terms of sustainability levels and the following section makes an attempt to quantitatively assess the mine water environmental sustainability with respect to Panasquera Wolfram mine in

Portugal which is world’s largest single tungsten ore producer. 2. QUANTITATIVE ASSESSMENT

OF THE MINE WATER ENVIRONMENTAL SUSTAINABILITY

2.1 Structure of Mine Water

Sustainability The quantitative assessment o of the Sustainable Development of the mine water is a very complex task. One of the important method of management of sustainability is based on the use of Sustainability Index which allows to standardized the Sustainability and to manage the great amount of intervening parameters to the long life cycle of mine

127

water. This takes into consideration the permissible levels of the sustainability including the physio-chemical properties, toxic elements and other Components of mine water as shown in Figure 5.

Figure 5. Three -dimensional structure of Mine Water Sustainability

The Mine Water Sustainability Index, is part of the three-dimensional structure of the ST, composite for three (3) indicators and each have lots of sub-indicators depending on the type, dimension, localization and other characteristics of the mining operation. 2.2 Quantitative model of Mine

Water Sustainability Index ESImw

Considering the three indicators of the mine water sustainability: water physio-chemical properties (MWIfq), toxic elements (MWIst) and other Components (MWIo), the Mine Water Environmental Sustainability index (ESImw) can be calculated by using the following expression:

⎟⎠

⎞⎜⎝

⎛++= ∑ ∑∑

= ==

l

i

l

iioistifq

l

imw MWIMWIMWI

lnESI

1 1)()()(

1.1

(1)

Where n is the number of environment pollutants, l local quantity and ESImw, MWIfq, MWIst, MWIo are one-dimensional Indices. To calculate the sustainability index of each component the condition of sustainability of each pollutant element (X and/or X ') based in standard of sustainability or life quality, given for the norms. Three criteria are taken considering the local condition of the elements or ambient 0 variables (xi):

1) When the sustainability is with xi < X

2) When the sustainability is with xi ≥ X

3) When the sustainability is with X´<xi<X

Considering the conditions of criterion 1, the sustainability index SI can be calculated using the equation (2), where the classification of the indicators is based on condition xi< X and the values less of xi they lead to a high sustainability. In this case X is a maximum standard.

⎥⎦⎤

⎢⎣⎡−=

Xx

SI i1 , with the conditions If xi

= X or xi>X → IS = 0 (2) In the conditions of criterion 2, the SI can be calculated using the equation (3), based in condition xi≥X where high values of xi generate high values of sustainability. In this case X corresponds to a minimum standard.

 

Physic-chemical properties Other components

Toxic components 

ESImw

128

Xx

IS i= , with the conditions If xi = X or

xi>X → IS = 1 (3) Considering the conditions of criterion 3, the SI can be calculated with the equations (4 and 5), based in the condition xi(X' >X) the sustainability is low and it is unsustainable the X1 and for low values of xi (xi>X´) the sustainability is low and unsustainable at X1´. If 1´ =→<< ISXxX i

If XXXx

ISXx ii −

−−=→>

1

1

(4)

If ´´

´11XX

xiXISXxi −−

−=→<

(5) If 0´ 11 =→>> ISXxX i With this model and applied the World Bank standards the general Mine Water Sustainability Index result following equation (6)

(6) Where T is the water temperature (ºC), BOD is biochemical oxygen demand and OG is oil and fat e S is total concentration of solid particles. 3. PROPOSAL OF ESImw STANDARDIZE THE PERMISSIBLE MINIMUM LEVEL The sustainability of the mine water will be possible when the evolution of the economic, ambient and social process during to time through obtain ESImw more of 1 and for all the indicators and sub-indicators (Figure. 6). The ESImw values indicate the sustainability level of Mine Water and can be classified into following categories: The proposal of ESImw standardize the permissible minimum level can be

expressed with reference of 0 and 1 values, being the ST level characterized by appropriate scale, as indicated in Table 1. Table 1. Sustainability level of mine water

ESImw ≤0.35 0.35<ESImw ≤0.70 0.70<ESImw≤1.0 ESImw≥1 Very low Low Moderate Good

Figure 6. Permissible minimum level of ESImw

MWIfq(t1) >1

MWst(t1) >1

MWIo(t1) >1

MWIfq(tn) >1

MWIst(tn) >1

MWIo(tn) >1

Physic-chemical, toxic and other process

State 1 State n Process

Time (t)

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

Evolution of sustainability

129

4. CASE STUDY IN PANASQUEIRA MINE 4.1 Mine location The Panasqueira wolfram mine (Beralt Tin & Wolfram – Portugal S.A.) is located in the south of “Serra da Estrela” mountain at altitude around 700 m and 250 km NW of Lisbon (Figure. 7). The exploitation method used in this mine is room and pillars. Figure 7. Localization of Panasqueira mine

4.2. Measurement of mine water quality and its influence in superficial water The measure was in four points, three in “Bodelhão” river and one point in mine water discharge by gallery called “Salgueira, but in Panasqueira mine exist other discharge point called “Fonte de Masso” gallery (Figure. 8). The results of laboratory analysis see in Table 2.

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

 

1

2

4

3“ Bodelhão” 

river 

Mine water discharge “Salgueira” ll

Mine water discharge “Fonte de Masso” gallery

Mine water  remediation plant 

130

Table 2. Results of pollutants values of laboratory analysis in 4 monitoring measurements points Site Pollutants (ppm)

pH Cu Zn Fe Mn As 1 5.27 0.04 0.52 0.13 0.09 0.00 2 5.16 0.15 1.04 0.03 0.87 0.00 4 4.18 3.11 15.80 2.91 8.20 0.03 3 3.99 2.01 12.605 4.09 8.60 0.03

4.3. Mine Water Sustainability Index of Panasqueira Mine For the six pollutants of mine water assessment in the case study the particular equation is following:

[ ]AsMnFeZnCupHESI mw −−−−−+= 5.03.316.0561

Applying the particular equation and using the values resultants of the laboratory analysis (Table 3) determines the Mine Water Sustainability Index in the 4 measurements points (Figure 8 and Figure 9). The results indicate that in the point 1 the sustainability is moderate, in the point 2 is low must the influence of the mine water discharge for the called gallery ““Fonte de Masso””, in the point 3 is very low, therefore it is biggest that caused for important mine water discharge by called gallery ““Salgueira”” and finally in point 4 also is very low.

Measure Point

ESImw

Value Level 1 0.84 Moderate 2 0.57 Low 3 -5.01 Very low 4 -4.04 Very Low

Figure 9. Mine Water Sustainability Index

in Panasqueira Mine The ESImw values demonstrate that in the mine water measurements date (January 2001) the discharge of mine water caused unsustainable situation in superficial water of the “Bodelhão” river. These sustainability indexes are very useful for remediation actions and application the Management of Sustainable Mining Practices (SMP). 5. CONCLUSIONS The underground mining is very important activity and of great importance for the human development, but the projects must be with environmental protection.

131

The Sustainable Development of the mine water can be quantified through the Sustainability Index. The mathematical model opens the way for an analysis, assessment, analysis,

remediation actions and contributes to real Sustainable Development of the mine water and management sustainable mining practices.

REFERENCES Giovannini E. and Linster M. (2005). OECD Measuring Sustainable Development: Achievements and Challenges Navarro Torres V. (2004). O LCA uma técnica de análise para uma gestão ambiental sustentável na indústria mineira. Ponta Delgada Portugal. Navarro Torres V. (2003). Underground Environmental Engineering and application in Portuguese and Peruvian Mines. PhD Thesis, Lisbon. MMDS (2001). Development of the Minerals Cycle and the Need for Minerals. CRU International http:www.itia.org.uk/Default.asp?page 51 Kim B. Shedd (2005), Mineral of the Month :Tungsten, Geotimes, February 2005, p.3.

132

133

RECUPERACIÓN DE METALES DE DRENAJES ÁCIDOS DE MINA El papel de la minería

JOSE ENRIQUE SANCHEZ RIAL*

JUAN PABLO FERREIRA CENTENO**

*Jefe Departamento Evaluación y proyectos Mineros Secretaría de Minería de Córdoba josesanchezrial@yahoo.com.ar

**Jefe división Sensores Remotos y Sistemas de Información Geográfica – Secretaría de Minería de Córdoba jp.ferreiracenteno@gmail.com

Resumen El agua de bajo pH es producida por un proceso natural en el que la percolación hídrica aeróbica por un substrato que contenga sulfuro de hierro activa y promueve el desarrollo de bacterias específicas tales como el Thiobacillus Ferrooxidans y Thibacillus Thioooxidans. En este trabajo en particular se intenta demostrar que esta situación, en la que los más experimentados conocedores de los pasivos desaparecen de escena, es un error desde el punto de vista comunicacional, de responsabilidad social y más que nada económico. Se analizan además, algunos ejemplos de aprovechamiento de sustancias de valor contenidas en los drenajes ácidos, así como la posibilidad de existencia de empresas mineras residuales que podrían ocuparse de manera mucho mas eficiente del tratamiento de pasivos en general y de los DAM en particular. Se trata en suma de cambiar el paradigma de atenuar, neutralizar, disminuir, eliminar metales en solución por el de aprovechar los elementos de valor con la aplicación de nuevas tecnologías que se aplican en las minas en operación.

134

Introducción Se considera que un drenaje ácido de mina es un proceso no deseable de una operación minera. Los DAM son un pasivo ambiental sea que se presenten durante o después de la operación minera. Como todo hecho no deseable de la operación minera choca con legislación mas o menos explícita a la cual vulnera, por lo cual se debe tratar, eliminar o atenuar. El agua de bajo pH es producida por un proceso natural en el que la percolación hídrica aeróbica a través de un substrato cualquiera, que contenga sulfuro de hierro activa. Sin embargo, cuando este proceso se ve favorecido de algún modo por el proceso minero, el drenaje ácido se transforma en DAM, es decir adquiere origen artificial conocido. Cuando el DAM se produce durante la operación de la mina la responsabilidad de la gestión de los efectos concierne de manera directa a los operadores del yacimiento. Cuando esto ocurre así, los operadores mineros tienen dos cursos de acción posibles. Uno de ellos es la atenuación de los efectos por medio de procesos activos que procuran en primer lugar la neutralización del efluente por medio de agentes alcalinos y en segundo lugar el tratamiento de los métales pesados disueltos por medio de alguna de las tecnologías conocidas, usando métodos como la precipitación, el intercambio iónico, la osmosis inversa, etc. El segundo curso de acción, que no está tan difundido, es el aprovechamiento de esta situación tratando de obtener productos útiles que, en el peor de los casos, se utilizan para atenuar el costo de procesamiento mandatario de ley y, en el

mejor de los casos, aporten a la ganancia de la empresa. Cuando este evento se presenta luego del cierre de las faenas, a conformidad de la autoridad minera, se transforma en un problema público. Esto es así porque, en general, el lapso de tiempo transcurrido entre el cierre y la manifestación del DAM es suficientemente grande como para que haya desaparecido la responsabilidad civil de los operadores. En este caso el DAM es un pasivo ambiental minero o PAM cuya gestión se carga al presupuesto de los gobiernos locales, provinciales en algunas ocasiones o nacionales en otras. El tratamiento del DAM es realizado por universidades en algunos casos, gobiernos en forma directa en otros o con empresas especializadas por contrato. Los experimentados productores originarios del PAM en general o del drenaje ácido en particular, es decir la industria minera, no participa en la gestión de estos pasivos. De hecho las empresas procuran permanecer lo mas protegidas posible del foco de la prensa y por ende del desmerecimiento público de manera que no se asocie pasivo ambiental minero con alguna empresa en particular. Resulta incluso desalentador ver que, la mayor parte de las compañías que se ocupaban de pasivos ambientales mineros no pertenecen ni derivan específicamente de esta industria. Composición de los drenajes ácidos de mina Es una obviedad recalcar que estos drenajes son obviamente ácidos. La tabla obtenida de Aduvire et al, establece una calificación práctica de los líquidos provenientes de mina.

135

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

1 Muy ácido Acidez neta > 300 mg/l de CO3Ca equivalente 2 Moderadamente ácido Acidez neta entre 100 y 300 mg/l de CO3Ca equivalente 3 Débilmente ácido Acidez neta entre 0 y 100 mg/l de CO3Ca equivalente 4 Débilmente alcalino Alcalinidad neta < 80 mg/l de CO3Ca equivalente 5 Fuertemente alcalino Alcalinidad neta mayor o igual a 300 mg/l de CO3Ca

equivalente En esta tabla la acidez se expresa en Carbonato de calcio equivalente, que consiste en la cantidad de esta sustancia necesaria para neutralizar la solución. Pueden usarse otras formas de expresión como la de usar HONa equivalente en el cual se mide la cantidad de esta sustancia necesaria para llevar el pH a 8.3. Sin embargo la cuestión más interesante desde el punto de vista del presente trabajo se presenta en la carga de material de posible aprovechamiento que está asociada a estos líquidos. La tabla 2 muestra datos no verificables obtenidos de una disertación del Dr. Jim Field del Departamento de Ingeniería Química y Ambiental de la Universidad de Arizona, respecto a la cantidad anual total que las actividades humanas en su conjunto le aportan a la biosfera.

Tabla 2. Tonelaje de metales pesados

derivados de actividad humana. Metal Tonelaje anual

arsénico 120 Cadmio 30 Cobre 2150 Mercurio 11 Molibdeno 110 Níquel 470 Plomo 1160 Zinc 2340

Estas toneladas provienen de distinta fuentes incluídos los DAMs y no se menciona el compuesto mas frecuente del que forman parte. La tabla 3 por otro lado extractada de numerosas publicaciones especifica los metales contenidos en los líquidos provenientes de mina, sea extraídos en forma directa o valores de la cuenca como en el caso de la Faja Pirítica Ibérica o la zona de carbón de Pensilvania central o el caso del Witwatersrand.

Tabla 3. Contenidos típicos en metales

Mina Fe Mn Cu Zn Pb Ni Al Cd As Sulf Ph Lilly/Orphan boy 29

6,28 0,24 25,6 8,09 0,24 1,02 277 2,8

Brunswick 12,2 9,5712,0

7 1,16859

0 3

136

Montalbion silver 12,1

18,5 12,9 60,7 0,052

0,172 27,7 0,561 3 525

3,42

Surething mine 1526,

7 2,35 22,7 0,151 29,5 0,2080,12

7 591 2,5

8

Leviathan mine 117,1

60,69

10,71

50,003

60,48

737,4

60,000

60,00

2

Nickel Rim 1000 3 1 0,15 130300

0 2,8

Anchor hill pit 15,7 43,3 14,1223,

5

0,576 0,07

3 3,3 Faja pirítica Ibérica 1494 37 64 169 0,061

1,063 386 0,49

2,123

7460 2,7

Baia Mare (Rum) 91 168 0,05 26 0,03 0,26 109 0,02

5090 2,6

Pensivania central 10 15 0,63 10 980

2,95

Witwatersrand 697401

0 3,5 El teniente 5 3.3 La mejicana 12 3 Esta tabla no pretende establecer valores promedio sino por el contrario explicitar la variabilidad de los contenidos en función de la mena original, el origen de los DAM y el clima imperante. En esta tabla por otro lado, se explicita el conjunto de distintos cationes presentes en los DAM. Estos metales, siempre mencionados precisamente como un factor de contaminación son en suma, materiales útiles. Recuperación de sustancias útiles Caso de Elliot Lake La mayor parte de los casos de recuperación de sustancias útiles a partir de drenajes ácidos ocurren durante el período de operación de la mina. Esta situación es entendible en tanto y en cuanto el objetivo de maximizar las

ganancias lleva a la mejora continua de la operación. Generalidades En la vecindad de la ciudad de Elliot Lake ubicada al noroeste de Sudbury en la provincia de Ontario en Canadá se ubica un conjunto de operaciones mineras que prácticamente dejaron de operar casi todas juntas alrededor de 1996 luego de 41 años de trabajo. El mapa de la figura 1 ilustra la posición de esta ciudad nacida para y por las minas de Uranio, y el aspecto regional se ve en la fig. 2. Casi todas estas minas extraían uranio de un conglomerado cuarzoso con pirita ubicado en un sinclinal denominado Sinclinal Quirke.

137

Fig. 1 Posición de la ciudad de Elliot Lake

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

138

La mina Deninson en particular operaba sobre dos eventos de paleo cauce de cuarzo llamados sinclinal superior e inferior respectivamente. Con un pique principal para personal y bombeo ubicado en la parte mas profunda del eje sinclinal y otro ubicado en la parte más superficial del mismo para ventilación, esta operación subterránea en cámaras y pilares desarrolló un sistema de biolixiviación que luego ha sido adoptado por otras explotaciones. Estos dos piques, conectados por una galería central en cada nivel de explotación derivan a galerías subsidiarias que siguen el rumbo del sinclinal de las cuales derivan las cámaras. El agua de la perforación y agua de la mina en general se almacena en presas subterraneas de agua limpia.

El agua derivada de la perforación pasa a presas de agua limpia en sectores donde ya no se trabaja. La figura 3 presenta un corte muy simplificado de la constitución de la mina con un pique principal A que, por debajo del segundo conglomerado del sinclinal D, tiene un sector de operaciones y un depósito o dique de soluciones preñadas B que se bombean en forma directa a los tanques de elusión. La figura 3 presenta un corte muy simplificado de la constitución de la mina con un pique principal A que, por debajo del segundo conglomerado del sinclinal D, tiene un sector de operaciones y un depósito o dique de soluciones preñadas B que se bombean en forma directa a los tanques de elusión.

Figura 3 Corte simplificado

Breve descripción del proceso El proceso de biolixiviación desarrollado en Mina Deninson puede verse en la figura 4, donde se muestra un esquema simplificado de cámaras y pilares ya trabajados al los cuales se conecta una

cañería plástica A, que alimenta conductos en cada unas de las cámaras B. Estos conductos permiten el rociado periódico de agua limpia proveniente del uso normal de la mina en el proceso de perforación.

139

Los dos eventos iniciales de la operación son el bombeo con una solución acidulada de pH 3 a 3.2 a los efectos de activar el crecimiento bacteriano. Luego de esto dos primeros rociados que no usan nada más complicado que un sprinkler de plástico, se procede a la impregnación con agua limpia de manera periódica. El drenaje ácido producido por la activación bacteriana de las colonias crecientes de Thiobacillus Ferrooxidans, se colecta en soluciones preñadas que se conducen por canales C y D hasta diques subsidiarios y finalmente al dique principal B de la figura 3.

Fig. 4. Esquema de biolixiviación en

cámaras

Fig. 5. Ejemplo de rociador

El proceso de rociado no implica complicación alguna y puede lograrse sencillamente perforando el conducto B en distintos sectores de su extensión. La figura 5 muestra un rociador común de jardín que también puede usarse en la medida que no tenga partes metálicas. Breve descripción del mecanismo Se han propuesto numerosas alternativas para entender el modo en el que este proceso se lleva a cabo. En esta ponencia se considera que la presentada por Rawlings (2002) parece ser la más cercana a la realidad observada en el proceso minero. El esquema de la figura 6 muestra los tres tipos básicos de lixiviación: Lixiviación sin contacto con las bacterias: En este caso la disolución de la superficie del mineral sulfuroso se logra por el ataque del Fe+3 en sulfuros insolubles o el ataque del protón Fe+3 en sulfuros solubles en ácido. Este proceso se presenta en los primeros momentos del proceso descripto para Elliot Lake en el cual el material remanente en la cámara es regado con una solución ácida. Lixiviación de contacto: En este caso la colonia bacteriana se ha desarrollado en

140

contacto con la superficie del mineral de sulfuro. Por la acción bacteriana se produce un cambio de Fe+2 a Fe+3 lo que libera iones ácidos o se produce la liberación de coloides sulfurosos con Fe+3 lo que aumenta el ataque contra la superficie. Se asigna a este proceso un importante papel a un aminoácido llamado Cisterna, abreviado como Cys en la figura. Esta es la segunda etapa en la cual se ha reemplazado la solución de regado con agua remanente en mina con el único cuidado de que sea libre de sólidos que puedan entorpecer el trabajo de los rociadores. Esto se logra por medio de la decantación en los diques interior mina. Lixiviación Cooperativa: En este caso los sulfuros coloidales, los sulfuros intermedios y aún fragmentos mas pequeños de mineral son usados por la colonia bacteriana para generar Fe+3 y protones que producen lixiviación sin colonias adosadas a la superficie mineral es decir lixiviación sin contacto bacteriano. Algunas conclusiones derivadas de este caso • La presencia de sulfuros

ferrosos es una condición prácticamente imprescindible para

tan solo imaginarse la posibilidad de este proceso.

• Es necesario realizar una serie de estudios biológicos mínimos que permitan reconocer la existencia de una cepa autóctona de Thiobacillus y las condiciones óptimas para que pueda desarrollarse rápidamente y sobrevivir a las condiciones de temperatura de la mina.

• La presencia de sulfuros

ferrosos y en particular la pirita hacen más que posible la existencia de una cepa autóctona de Thiobacillus.

• El solo hecho de que existan

condiciones para la generación de un DAM posterior a la mina no implica que su aprovechamiento económico sea posible. Es decir que, aún cuando se hayan hecho estudios del impacto ambiental y se haya logrado determinar la probabilidad de un DAM, no se asegura la economicidad de un proceso como este.

Es importante reconocer y diseñar los medios para mantener operativo el sistema luego de que se ha retirado la operación principal como es el caso actual de Elliot Lake.

141

Fig. 6. Propuestas de formas de lixiviación

142

Algunos otros casos interesantes Un caso muy reciente presentado por Vergara F., Parada F. y Sánchez M. (2010) ilustra acerca de la Mina El Teniente en Chile con un caudal variable de DAM entre 165 a 592 l/s, lo que presenta un spread suficientemente importante como para transformarse en un verdadero desafío para el diseño de planta de recuperación. El contenido de cobre también es muy variable de 290 a 720 ppm de Cu y un pH promedio de 3.3. Los detalles de este caso fueron perfectamente ilustrados en la lectura del trabajo, sólo queda mencionar que se cita en éste debido al análisis de la economía y el diseño de ingeniería de la posible recuperación de Cu. Existe una importante cantidad de casos referidos a los metales en menas refractarias tales como las de oro y plata en las cuales la biolixiviación constituye una forma más que adecuada de evitar procesos más contaminantes como es el de tostación o aún la cianuración, aunque en mayor o menor medida estas técnicas se usan en combinación con los metales “liberados” por la lixiviación. Estos casos en general no se tratan de aprovechamiento de DAMs sino casos de heap leaching o de lixiviación en columnas en otros casos. Conclusiones • Es casi una verdad de perogrullo

afirmar que las menas con sulfuros de hierro y en particular con pirita, en un ambiente aeróbico y aún

mínimas condiciones de humedad permitirán el desarrollo de cepas autóctonas de bacterias tales como Thiobacillus Ferrooxidasns y Thiobacillus Thiooxidans.

• Existen métodos de suficientemente adecuados para la predicción de la calidad y cantidad de DAMs tanto durante, como posteriormente a la operación de las minas.

• Estos drenajes no pueden seguir siendo gestionados como un costo adicional a la explotación sino que el diseño de ingeniería de recuperación de metales debe incluir las soluciones preñadas en los caudales que se producirán e inclusive establecer métodos para aumentarlos a los fines de, al menos, eliminar el costo de dicho tratamiento y aumentar la producción de los metales contenidos.

En estas condiciones quizás se llegue al punto que un open pit paralizado pueda drenar hacia una galería inferior de la cual extraer estas soluciones cargadas con el remanente de material que haya quedado de la explotación tradicional. Un esquema muy simplificado de esta propuesta puede verse en la figura 7 donde una serie de galerías excavadas por debajo del mismo son colectoras de agua que se va cargando de metal a medida que baja por las paredes y las bermas remanentes y es bombeada a planta como solución preñada.

143

Fig. 7. Aprovechamiento póstumo de un open pit

Bibliografía

1. Aduvire H., Vadillo L., Aduvire O. Innovaciones en la caracterización de Aguas Acidas de minas y su tratamiento con tecnologías ecológicas.

2. Morales M, Herrera R, Ruiz-Manriquez A. Biosorción de Cu (II) por Thiobacillus Ferrooxidans em un sistema de columna. Cita WEB.

3. CALDAS DE OLIVEIRA R. ESTUDO DA CONCENTRAÇÃO E ECUPERAÇÃO DE ÍONS LANTÂNIO E NEODÍMIO POR BIOSSORÇÃO EM COLUNA COM A BIOMASSA Sargassum sp. 2007.

4. Robertson J. A. Recent geological investigation in the Elliot Lake – Blind River Uranium Area – Canada – Prospectors and developers association – 1967

5. Vergara F., Parada F. y Sánchez Mario. UN CASO PARADIGMÁTICO DE MANEJO DE AGUAS EN MINERÍA SUBTERRÁNEA EN CHILE: CASO DE LA MINA EL TENIENTE. – Red MASYS – CYTED – Ayacucho – Peru. 2010

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

144

145

ESTUDIO DE DESULFURIZACIÓN DE RELAVES GENERADORES DE DAR, ANTES DE SU

DISPOSICIÓN FINAL, COMO ALTERNATIVA DE MANEJO Y MITIGACIÓN DE IMPACTO

AMBIENTAL

* Dr.- Ing. Gerardo Zamora Echenique – ** M. Sc. Ing. Octavio Hinojosa Carrasco –

*** Dr.- Ing. Antonio Salas Casado

Es conocido que los relaves de las plantas concentradoras que procesan minerales sulfurosos son generadores de DAR. La industria minera ha desarrollado diferentes estrategias para evitar el efecto negativo del DAR sobre el medio ambiente. Una de estas estrategias es la “desulfurización ambiental”, como etapa previa a la disposición final de los relaves de un proceso, y consiste en separar los minerales sulfurosos remanentes en los relaves por un proceso de flotación no selectiva de sulfuros; así, producir una fracción de sulfuros, con menor porcentaje en peso y fuertemente reactiva o generadora de DAR (producto float); y otra fracción, mayoritaria en peso y con bajo contenido de sulfuros y por tanto no generadora de acidez (non float). Este proceso de desulfurización permite entonces generar un producto “estable químicamente – non float”; qué en la etapa de cierre, no requiere de medidas ambientales; mientras que, el producto sulfuroso – float, debe ser manejado ambientalmente y requerirá medidas especiales en la etapa de cierre pero a un costo menor. Para el estudio se ha considerado una muestra representativa de los relaves de una empresa minera de explotación de complejos Pb-Ag y Zn-Ag. Se ha llevado adelante la caracterización física; química, mineralógica y biológica. Asimismo, la muestra ha sido sometida a pruebas geoquímicas estáticas y dinámicas de predicción de DAR antes y después del proceso de desulfurización. De los resultados obtenidos en el estudio es posible establecer que, mediante una etapa adicional bulk de flotación de sulfuros de los relaves estudiados, es posible eliminar la fracción sulfurosa; generando así, un residuo (non float) NO GENERADOR de DAR con cerca del 85% en peso que, en la etapa de cierre del sitio de disposición final del mismo, no requerirá medidas ambientales de rehabilitación. Esto implica un “ahorro enorme” en la fase de rehabilitación final

146

del sitio minero. Por otra, la fracción sulfurada requerirá una disposición ambiental adecuada y emdidas de rehabilitación en la etapa del cierre. 1. INTRODUCCIÓN Es conocido que los relaves de las plantas concentradoras que procesan minerales sulfurosos para obtener concentrados de Zn-Ag y Pb-Ag, son generadores de DAR por presentar en su composición especialmente pirita. La industria minera ha desarrollado diferentes estrategias para evitar el efecto negativo del DAR sobre el medio ambiente. Una de estas estrategias es la “desulfurización ambiental”, como etapa previa a la disposición final de los relaves de un proceso, y consiste en separar los minerales sulfurosos remanentes en los relaves por un proceso de flotación no selectiva de sulfuros; así, producir una fracción de sulfuros, con menor porcentaje en peso y fuertemente reactiva o generadora de DAR (producto float); y otra fracción, mayoritaria en peso y con bajo contenido de sulfuros y por tanto no generadora de acidez (non float). El estudio de desulfurización de relaves generadores de DAR, antes de su disposición final, como alternativa de manejo y mitigación de impacto ambiental, fue realizado siguiendo en principio una etapa de caracterización de las colas del proceso de una empresa minera; para luego, realizar el estudio de desulfurización mdeinte una etapa adicional de flotación bulk de sulfuros; y finalmente, presentar una propuesta de manejo ambiental. 2. CARACTERIZACIÓN DE LOS RELAVES ESTUDIADOS

La caracterización de los relaves objeto de investigación, se basa en el estudio de las características físicas, químicas y mineralógicas; además de la determinación del comportamiento geoquímico, a partir de Pruebas Geoquímicas Estáticas y Dinámicas, a objeto de determinar por una parte el Potencial de Generación de Drenaje Ácido (DAR) a través del test estático; y por otra, la determinación de la Tasa de Generación de DAR y la Carga de Metales Pesados que puede generar, debido a la presencia de sulfuros en su composición y su oxidación en presencia de agua y oxígeno. Se tomó una muestra fresca de los relaves de descarga de la planta de procesamiento mineral (M1), antes de su disposición final; además de, una muestra del dique de relaves (M2). En la tabla 1, se presentan los resultados del análisis químico de las muestras de relaves del proceso. PARAMETRO UNIDAD M1 M2 Antimonio % 0,02 0,02

Arsénico % 0,07 0,07

Calcio % 0,89 0,45

Cadmio % 0,002 0,005

Cobre % 0,01 0,02

Hierro % 3,25 3,68

Plomo % 0,12 0,14

Zinc % 0,31 0,71

Azufre % 2,59 3,85 Sulfato % 0,04 0,02 Tabla 1.- Análisis Químico de las muestras

de COLAS DEL PROCESO

147

Los resultados del análisis por difracción de rayos X de las muestras anteriormente

citadas, se presentan en la Tabla 2.

Mineral Formula M1 M2 Esfalerita ferrosa (Zn0.984FeO0.026)S X Pirita FeS2 X X Galena PbS X Tetratioantimoniato de Cobre(I)

Cu3(SbS4) X

Monóxido de plomo PbO X Hidroxiantimoniato Sb3O6(OH) X Dickite Al2Si2O5(OH)4 Franklinita (Zn0.93Fe0.07)(Fe1.95Zn0.04)O4 GANGA Sílice SiO2 X X Anortita CaAl2Si2O8 X Muscovita K(Al4Si2O9 (OH)3) X

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

Proceso Asimismo, se ha determinado el Potencial Neutro y el Potencial Ácido de las muestras de las Colas del Proceso a objeto de calcular el Potencial Neto de Neutralización. La tabla 3, presenta los resultados obtenidos.

NNP (kgCaCO3/t) AP Análisis

NP/AP Análisis

M1 -58.27 0.28 M2 -108.85 0.09

Tabla 3.- Resultados de la Prueba Geoquímica Estática de las Muestras de

Relaves del proceso La evaluación de los resultados obtenidos de acuerdo a los dos criterios conocidos, pueden resumirse que los residuos son “altamente generados de DAR”; puesto que, el NNP es menor a menos 20 kg

CaCO3/t (Primer Criterio); o la relación NP/AP, es menor a la unidad (Segundo Criterio). Para predecir las tasas de generación de DAR y la calidad de los lixiviados que generarán estos relaves, se han desarrollando pruebas geoquímicas dinámicas en celdas dinámicas en las que se han realizado ciclos de humidificación con una duración de 7 días por ciclo (haciendo pasar 3 días de aire seco; 3 días de aire húmedo; y el último día, procediendo con el lavado con un volumen de agua similar al de máxima precipitación fluvial de la zona. La Tasa de Generación de DAR, a partir de los descensos del valor del pH, es presentada en la Tabla 4.

148

MUESTRA WK D - Ca vs SO4

y = 0,1175x - 1,8833R2 = 1

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

0 10000 20000 30000 40000 50000 60000 70000

SO4 acumulado (mg)

Ca

acum

ulad

o (m

g)

Años M1 g H2SO4/t

M2 g H2SO4/t

1 19,554 0,98 2 0,001 2,46 3 0,001 0,02 4 0,002 0,01 5 0,003 0,00 6 0,002 0,01 7 0,002 0,01 8 0,004 0,01 9 0,005 0,01

10 0,020 0,03 11 0,004 0,00 12 0,004 0,00 13 0,008 0,01 14 0,010 0,01 15 0,012 0,02

TOTALES 19,632 3,60 Tabla 4.- Tasa de Generación de DAR de las

Muestras del Relave Estudiado

Por otra parte, al graficar el contenido de calcio acumulado presente en las soluciones de enjuague versus el sulfato acumulado, y graficar el punto que representa las condiciones iniciales de Calcio y Sulfato en las muestras, éste se encuentra ubicado en la zona del sulfato; por lo que, se confirma que el RESIDUO NO TIENE EL PODER NEUTRALIZANTE SUFICIENTE! Es decir, las muestras de relave estudiadas son “Inestables Químicamente”; por lo que, al finalizar la operación minera, deberá llevar adelante la “rehabilitación ambiental del sitio de disposición”.

Figura 1.- Proyección de la Correlación entre Ca versus Sulfato acumulados de las Prueba Geoquímica Dinámica de la Muestra M1

149

MUESTRA WK 10 - Ca vs SO4

y = 0,1286x + 0,1825R2 = 1

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

0 10000 20000 30000 40000 50000 60000

SO4 acumulado (mg)

Ca

acum

ulad

o (m

g)

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

Geoquímica Dinámica de la Muestra M2 3.- ESTUDIO DE DESULFURIZACIÓN DE RELAVES DEL PROCESO

El estudio de desulfurización se basa en la eliminación de sulfuros por procesos de flotación de muestras de las colas del proceso metalúrgico a objeto de disminuir su grado de inestabilidad química o aptitud de generación de DAR; y así, considerar un manejo ambiental de una pequeña fracción como “colas generadoras de acidez (concentrado sulfuroso) que requerirá una disposición final ambientalmente apropiada y con

requerimiento de restauración final; y otra fracción mayoritaria, “colas estables químicamente”, para una disposición final sin medidas ambientales costosas y sin un requerimiento posterior de restauración. La experimentación metalúrgica en sí, se llevó a cabo de acuerdo a las siguientes operaciones unitarias: Secado - Homogeneización, cuarteo y obtención de muestras representativas para las diferentes pruebas de desulfurización por flotación - Pruebas de flotación de acuerdo a las condiciones siguientes:

150

Los mejores resultados que se alcanzaron en las pruebas de desulfurización por flotación a partir de la muestra de relaves de descarga del proceso, es resumida en la tabla siguiente: Producto %

Peso % S %

Distrib. De

Sulfuro

Espuma sulfuros 15,75

18,14 74,18

Non Float 84,25 1,18 25,82 Alimentación

100,00 3,85 100,00

Tabla 5.- Balance Metalúrgico de la prueba de flotación Nº 1,

a un tiempo de flotación de 14 minutos Por tanto, a la la misma granulometría de procedencia de las colas es posible disminuir a 1.18% el contenido de sulfuros en el producto non float. Posteriormente, se han determinado el Potencial Neutro y el Potencial Ácido de los “productos non float” obtenidos después de la flotación bulk de sulfuros realizada a 14, 7 y 3 minutos, respectivamente; y a partir de dichos valores, se ha determinado el Potencial

Neto de Neutralización. Los resultados obtenidos se presentan en la tabla 6.

NNP (kgCaCO3/t)AP Análisis

NP/AP Análisis

M2 -108.85 0.09 M2 - 14 Min -28.02 0.24 M2 - 7 Min -31.58 0.20

M2 - 3.5 Min -36.77 0.17 Tabla 6.- Resultado de la Determinación del

Potencial Neto de Neutralización de la Muestra Colas de Descarga y Productos

Non Float de la Desulfurización La evaluación de los resultados obtenidos, de acuerdo a los dos criterios ya anteriormente señalados, muestran que todos los productos “non float” SON GENERADORES DE DAR. Las Pruebas Geoquímicas Dinámicas, con los Productos Non Float de la Desulfurización por Flotación, fueron realizadas en celdas húmedas; considerando, ciclos de humidificación con una duración de 7 días por ciclo. La Tasa de Generación de DAR, a partir de los valores del pH obtenidos en las

151

Muestra Non Float 14 Min - Ca vs SO4

y = 0,1284x + 0,0651R2 = 1

0500

10001500200025003000350040004500

0 5000 10000 15000 20000 25000 30000 35000

SO4 acumulado (mg)

Ca

acum

ulad

o (m

g)

soluciones de enjuague, es presentada en la Tabla 7. Estos valores han sido referidos a gramos de H2SO4 por tonelada de residuo minero.

Años M2 g

H2SO4/t

M2 - 14

Min g

H2SO4/t

M2 - 7

Min g

H2SO4/t

M2 - 3.5

Min g

H2SO4/t

1 19,554 0.002 0.001 0.002

2 0,001 0.003 0.001 0.001 3 0,001 0.002 0.002 0.002 4 0,002 0.005 0.004 0.004 5 0,003 0.012 0.010 0.012

TOTALES

19,632 0.024 0.018 0.022

Tabla 7.- Tasa de Generación de DAR de los Productos Non Float del proceso de

Desulfurización

Para averiguar si, en función del tiempo, la materia básica de los productos non float obtenidos del proceso de desulfurización por flotación, será suficiente para neutralizar la acidez generada a partir de la presencia de sulfuros de la muestra, fue necesario graficar la cantidad de Ca acumulada versus la cantidad de sulfato acumulada de las soluciones de enjuague de los diferentes ciclos. Luego, determinar en la gráfica, el contenido de Ca total inicial presente en la muestra que ha sido sometida a la prueba geoquímica dinámica; además del contenido inicial de azufre total de la muestra inicial, expresado en cantidad de sulfato. Las figura 3 a 5, muestran el resultado del procedimiento descrito.

Figura 3.- Proyección de la Correlación entre Ca versus Sulfato acumulados de las Prueba Geoquímica Dinámica de la Muestra del Non Float M2 - 14 Min

152

Muestra Non Float 7 min - Ca vs SO4

y = 0,1223x - 0,2671R2 = 1

0

5001000

1500

2000

25003000

3500

4000

0 5000 10000 15000 20000 25000 30000 35000

SO4 acumulado (mg)

Ca

acum

ulad

o (m

g)

Muestra Non Float 3.5 min - Ca vs SO4

y = 0,1135x - 0,4475R2 = 1

0

5001000

1500

2000

25003000

3500

4000

0 5000 10000 15000 20000 25000 30000 35000

SO4 acumulado (mg)

Ca

acum

ulad

o (m

g)

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

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

Figura 5.- Proyección de la Correlación entre Ca versus Sulfato acumulados de las Prueba Geoquímica Dinámica de la Muestra del Non Float M2 - 3.5 Min

De las figuras 3 al 5 presentadas, es posible deducir los siguientes aspectos:

• Si bien fue posible, a través de la desulfurización por flotación, la respectiva eliminación de sulfuros, los productos non float obtenidos después

de 14, 7 y 3.5 minutos, todavía estos son Residuos Generadores de DAR; puesto que, en todos los casos, el punto de que representa las condiciones iniciales de Calcio y Sulfato en la muestra, se encuentra todavía ubicado en la zona del sulfato; aunque, para el caso del

153

producto non float obtenido mediante una flotación de 14 minutos, esta prácticamente sobre la línea de proyección.

• La desulfurización por flotación de la fracción sulfurosa, genera productos non float que NO TIENEN EL PODER NEUTRALIZANTE SUFICIENTE! Es decir, será necesario “mejorar la eliminación de la fracción sulfurosa” mediante una remolienda o una etapa de flotación Scarenger después de los 14 min de flotación Rougher.

• Por la ubicación del punto en la gráfica, se puede predecir que “no será necesario” llevar adelante una remolienda “muy severa” para mejorar el proceso de desulfurización.

A objeto de llevar adelante una propuesta de manejo ambiental de las colas; se decidió realizar pruebas exploratorias de flotación, sometiendo a remolienda la muestra de relaves M2 del proceso. La muestra fue inicialmente clasificada en malla tyler -150; y el sobretamaño, se llevó a remolienda hasta que toda la muestra pase dicha malla. La muestra así preparada, fue sometida a flotación, manteniendo las condiciones de operación y consumo de reactivos de la flotación de sulfuros llevada a cabo en tamaño original y durante 14 minutos. El resultado de esta prueba; y a manera de balance metalúrgico, se presenta a continuación: Producto % Peso % S % Dist.

S Espuma sulfuros

17.22 17.07 79.66

Non Float 82.78 0.89 20.04 Cabeza calculada

100.00 3.68 100.00

Tabla 8.- Balance Metalúrgico de la Desulfurización por Flotación de la Muestra

de Relave de Descarga, previamente remolida a -150 Mallas Tyler

A partir de los resultados obtenidos en la prueba de desulfurización por flotación con la muestra de -150 mallas tyler, se realizó la prueba geoquímica estáticas. El resultado de dichas prueba se presenta a continuación:

NNP (kgCaCO3/t) AP Análisis

NP/AP Análisis

M2 -108.85 0.09 M2 -150 M -13.46 0.51

Tabla 9.- Resultados de las Pruebas Geoquímicas Estáticas del Relave de

Descarga y de los Productos Non Float de la Desulfurización con remolienda a -150 y -

200 Mallas por Flotación Aplicando los criterios de clasificación de los residuos mineros, se tiene que los productos non float obtenidos se encuentran en valores de Potencial Neto de Neutralización entre – 20 Kg CaCO3/ton y + 20 Kg CaCO3/ton de residuo minero (primer criterio) o la relación de Potencial Neutro/Potencial Ácido entre menor a 1 y mayor 1 (segundo criterio); por tanto, los residuos en cuestión se encuentran en la ZONA DE INCERTIDUMBRE EN CUANTO A LA GENERACIÓN DE DRENAJE ÁCIDO DE ROCA. Es decir, es necesario realizar una Prueba Geoquímica Dinámica para precisar si el Residuo Minero es o no generador de DAR. Los resultados de la prueba geoquímica dinámica realizada, son resumidos en la gráfica calcio acumulado versus sulfato

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Muestra Non Float -150 mallas - Ca vs SO4

y = 0,147x + 0,2839R2 = 1

0500

100015002000250030003500400045005000

0 5000 10000 15000 20000 25000 30000 35000

SO4 acumulado (mg)

Ca a

cum

ulad

o (m

g)

acumulado que se presenta a continuación:

Figura 6.- Proyección de la Correlación entre Ca versus Sulfato acumulados de las Prueba Geoquímica Dinámica de la Muestra de Cola de Descarga, previamente remolida a -150 Mallas

Tyler De la figura 6 presentada, es posible deducir los siguientes aspectos:

• A través de la desulfurización por flotación de la muestra de colas de descarga sometida a remolienda a -150 mallas tyler, es posible la obtención de un producto non float NO GENERADOR DE DAR; puesto que, el punto de que representa las condiciones iniciales de Calcio y Sulfato en la muestra, se encuentra ubicado en la zona del calcio.

• La desulfurización por flotación de la fracción sulfurosa, con remolienda a -150 mallas tyler, genera un producto non float que TIENE EL PODER NEUTRALIZANTE SUFICIENTE. Es decir, se trata de un residuo minero “Estable Químicamente”.

• Por la ubicación del punto en la gráfica, se puede predecir que “no será necesario” considerar medidas de alto

costo en la etapa de rehabilitación del Cierre.

4.- CONCLUSIONES DEL ESTUDIO DE DESULFURIZACIÓN DE RELAVES DEL PROCESO - La desulfurización por flotación de la fracción sulfurosa, genera productos non float que NO TIENEN EL PODER NEUTRALIZANTE SUFICIENTE!. Es decir, será necesario “mejorar la eliminación de la fracción sulfurosa” mediante una remolienda o una etapa de flotación Scarenger después de los 14 min de flotación Rougher. - El llevar adelante la remolienda de las colas de descarga a -150 mallas tyler, permitiría obtener una fracción que representa cerca del 82% en peso; misma que,

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es estable químicamente y por tanto “no requeriría” medidas ambientales complicadas en la etapa de rehabilitación del sitio de disposición. - La fracción sulfurosa, que representa cerca del 18% en peso, podría ser dispuesta en un área menor de disposición; que en la etapa de cierre, requerirá medidas ambientales de rehabilitación.

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ALTERNATIVAS PARA EL MANEJO DE LA POLUCIÓN DE AGUAS ÁCIDAS

SUBTERRÁNEAS EN LA MINERÍA DEL COBRE

FERNANDO PARADA , FROILÁN VERGARA, MARIO SÁNCHEZ

Departamento de Ingeniería Metalúrgica, Universidad de Concepción-Chile. fparada@udec.cl, fvergar@udec.cl, msanchez@udec.cl

Edmundo Larenas 285, A.P.407-0371, Concepción-Chile Tel. 56-41-2204202, Fax 56-41-2243418

RESUMEN Se presenta la situación de las principales minas subterráneas chilenas y sus problemas de contaminación de aguas ácidas subterráneas asociadas a la operación. Se muestra un barrido de las principales tecnologías existentes para descontaminar y/o valorizar efluentes acuosos, algunas de las cuales han sido aplicadas en Chile. El trabajo concluye con una discusión y análisis de las tecnologías con mayor preponderancia y utilización y que por ende presentan mayor impacto futuro en el tratamiento de aguas ácidas mineras. Palabras Claves: minería subterránea, aguas ácidas. INTRODUCCIÓN Es conocido el efecto nocivo del Drenaje Ácido (DAM) en la minería en general y los efectos negativos en el ambiente circundante, particularmente cuando ocurre en lugares aledaños a terrenos agrícolas. De esta manera, recurso hídricos superficiales y subterráneos pueden verse afectado por este fenómeno ya conocido en las actividades mineras.

El caso chileno no es ajeno a la situación mundial y si bien es cierto, gran parte de nuestra minería se encuentra en zona desértica, hay innumerables nuevos proyectos de minería subterránea que pueden sufrir consecuencias negativas si no se toma conciencia de este fenómeno. Entre las principales características del DAM pueden ser citados: presencia de

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minerales sulfurados, especialmente piritas, bajos valores de pH, elevadas concentraciones de iones sulfato e iones metálicos (Fe, Al, Zn y Mn, principalmente), presencia de agentes oxidantes(O2 y Fe3+), siendo uno de los principales desafíos la remoción del primero de estos compuestos[1]. En la publicación “Vulnerabilidad del agua subterránea frente a la actividad minera y prevención de la generación de aguas ácidas de mina”[2] hace referencia al agua como elemento fundamental en la formación de aguas ácidas de mina, en presencia de aire y bacterias, actúa como reactivo en la oxidación de la pirita, la cual se encuentra tanto en el mineral, como en la roca encajonante. Es muy frecuente, dice, que el material de desmonte, carente de mineral económico, esté compuesto por importantes porcentajes de sulfuros de fierro como la pirita. Este desmonte generalmente es acumulado en las bocaminas y botaderos, y es además el principal constituyente de los relaves. Para controlar la generación de aguas ácidas en las minas, es casi imposible erradicar la pirita, por lo que es preferible manejar el ingreso de agua y aire a las labores mineras, con lo cual puede reducirse drásticamente el problema. Existen técnicas preventivas basadas principalmente en el manejo del agua, las cuales están referidas a lo siguiente: • Desvío de aguas superficiales y subterráneas.

• Sellado con arcilla, compactación del relleno e impermeabilización de la superficie de escombreras y relaves.

• Manipulación de la cobertura y colocación de lechos de caliza.

• Inhibición bacteriana mediante bacterias, detergentes aniónicos, sustancias orgánicas conservantes, e inyección alcalina. Aunque se sabe que los elementos esenciales para la formación del agua ácida de mina son el agua, el aire, las bacterias y la pirita, no existe todavía ningún método estandarizado para reducir la producción de estos efluentes ácidos de mina. 2. SITUACIÓN DE CHILE[3,4] Actualmente, el 70% de mineral de Codelco proviene de minas a rajo abierto y sólo el 30% de subterráneas; sin embargo, la producción futura de Codelco en el mediano plazo provendrá mayoritariamente de minas subterráneas. En efecto, los proyectos Mina Chuquicamata Subterránea, en 2018, y Nuevo Nivel Mina El Teniente, en 2017, contribuirán a invertir la actual relación entre producción a rajo abierto y bajo tierra 2.1 Chuqui Subterránea Sergio Olavarría, director de Ingeniería del Proyecto Mina Chuquicamata Subterránea (PMCHS), que se encuentra en etapa de factibilidad (ingeniería básica), explicó que éste “sustenta el futuro de largo plazo del distrito norte, por cuanto el proyecto tiene una vida en torno a 50 años”. Con 1.700 millones de toneladas de reservas y una ley de cobre de 0,7%, Chuquicamata Subterránea “es un proyecto de mañana”, aseveró Olavarría, porque si bien el rajo dejará de operar el año 2018, ya el próximo año

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2011 deberá iniciarse la construcción de túneles para Chuquicamata bajo tierra. “Los ojos del mundo minero están puestos en este proyecto, porque es la primera vez en el mundo que se hace un cambio de método –de rajo a mina subterránea- de esta envergadura”, dijo Olavarría, recordando el caso de Palabora (Sudáfrica), tanto menor. La inversión total estimada asciende a US$ 2.000 millones y las dotaciones se estiman en un máximo de 4.000 personas, tanto para la construcción del proyecto como para la operación. El peak de producción asciende a 380 mil toneladas anuales. En materia ambiental, el PMCHS es altamente positivo, toda vez que elimina en 90% las emisiones de polvo de la explotación a rajo abierto. 2.2 Nuevo Nivel Mina para El Teniente “El desafío es abrir una mina debajo de la mayor mina subterránea del mundo”, afirmó el gerente del proyecto Nuevo Nivel Mina (NNM), Jorge Revuelta, quien señaló que el yacimiento posee reservas por 2.400 millones de toneladas, con una ley de 0,84%. El ejecutivo explicó que el proyecto -que también se encuentra en fase de factibilidad, hasta noviembre próximo- permitirá mantener la capacidad de El Teniente en las actuales 130 mil toneladas por día, “pero deja abierta la

opción, el año 2024, de iniciar las obras necesarias para llegar a producir 180 mil toneladas diarias”. Con una inversión total estimada de US$ 1.650 millones y el desafío de ubicarse en el primer cuartil de costos de la industria, las principales obras de NNM son una rampa de conexión con la mina actual, plataforma de inicio, túneles de acceso de personal y de correa de transporte, sala de chancado y un camino de acceso de 17 kilómetros, que reducirá en forma importante los tiempos de viaje. El proyecto incorporará tecnología de automatización de procesos y monitoreo a distancia, reduciendo la exposición de trabajadores a riesgos laborales. 3. GENERACIÓN DE AGUAS ÁCIDAS Las aguas ácidas se originan por la oxidación espontánea de piritas y otros sulfuros asociados a ellas en presencia de agentes oxidantes enérgicos (O2 y Fe3+). Este hecho es característico de las explotaciones de menas metálicas, carbones, uranio y en general, de cualquier explotación cuyas escombreras sean ricas en sulfuros. La Figura a continuación muestra los principales aspectos de la generación de aguas acidas de mina[5].

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Figura 1. Etapas en la generación del drenaje ácido. En una primera etapa se genera acidez y rápidamente se neutraliza en las etapas iniciales cuando la roca que contiene minerales sulfurados es expuesta al oxígeno y al agua. El drenaje de agua es casi neutro. Es fundamentalmente un período de oxidación electroquímica. El oxígeno es el oxidante principal, al producir sulfato y acidez a partir de la oxidación de los minerales sulfurados. Los minerales carbonatados, como la calcita (CaCO3) presente en la roca, neutralizan esta acidez y mantienen

condiciones que van de neutras a alcalinas (pH >7) en el agua que fluye desde la roca. La oxidación electroquímica del hierro ferroso es rápida a un pH igual o superior a 7 y el hierro férrico se precipita de la solución como un hidróxido. La velocidad de oxidación electroquímica de la pirita es relativamente baja, comparada con las etapas posteriores de oxidación, ya que el hierro férrico no contribuye como oxidante. En esta etapa, el agua de drenaje se caracteriza generalmente por niveles elevados de sulfato, con pH cercano al neutro.

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En una segunda etapa y medida que continúa la generación de ácido y se agotan o se vuelven inaccesibles los minerales carbonatados, el pH del agua disminuye y el proceso se encamina hacia su segunda etapa. Cuando el pH del microambiente disminuye por debajo de 4,5 ocurren reacciones de oxidación tanto electroquímica como biológicas. A medida que la velocidad de generación de ácido se acelera en las etapas II y III, el pH disminuye progresiva y gradualmente. Los niveles de pH relativamente constantes representan la disolución de un mineral neutralizante que se vuelve soluble a ese nivel de pH. Si la oxidación continúa hasta que se haya agotado todo el potencial de neutralización, se presentarán valores de pH alrededor de 2.5. A estos pH el Fe(III) no precipitará como hidróxido y por lo tanto se mantendrá en solución, actuando en las reacciones de oxidación indirecta. Ya en una tercera etapa, y a medida que los minerales alcalinos se consumen, se produce acidez a mayor velocidad que alcalinidad, el pH se vuelve ácido. Las reacciones dominantes se transforman de oxidación electroquímica a principalmente oxidación biológicamente catalizada. De las reacciones de oxidación sulfurosa, se produce hierro ferroso, que se oxida biológicamente y se convierte en hierro férrico. Este, a su vez, reemplaza el oxígeno como el oxidante principal. En esta etapa, la velocidad de oxidación es considerablemente más rápida que en la Etapa I. El descenso del pH incrementa la velocidad de oxidación con un aumento de velocidades de 10 a un

millón de veces más que aquéllas generadas por oxidación electroquímica. En esta etapa, el agua de drenaje es generalmente ácida, caracterizada por sulfatos y metales disueltos en concentraciones elevadas. El hierro disuelto se presenta como hierro ferroso y férrico En algún momento en el futuro, décadas y –posiblemente- siglos después del inicio de la generación de estos ácidos, la velocidad disminuirá con la oxidación completa de los sulfuros más reactivos y el pH se incrementará hasta que la roca se torne sólo ligeramente reactiva y el pH del agua de drenaje no sea afectado. El tiempo para cada etapa sucesiva puede variar de un período de días a cientos de años, dependiendo de los factores que controlen la generación de ácido. La oxidación del ión ferroso ocurre en principio con y sin acción bacteriana. A medida que baja el pH, se incrementa la importancia relativa de la actividad de las bacterias, entre las que destaca la Thiobacillus ferrooxindans. Por debajo de pH=3-4, sólo se produce la oxidación bacteriana. El principal problema relacionado con el drenaje ácido de minas es su afección a los suelos y las aguas superficiales y subterráneas. Además de la modificación del pH, el carácter ácido de estas aguas conlleva una mayor capacidad para poner en disolución metales (hierro, manganeso, arsénico, cobre, cinc, níquel, etc.). El resultado puede ser una degradación extrema del ecosistema acuícola o la imposibilidad de uso de las aguas para abastecimiento, no solo urbano sino incluso industrial, dado el

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carácter corrosivo que presentan sobre estructuras metálicas y de hormigón. La figura que se muestra a continuación muestra un aspecto real de contaminación de aguas por drenaje ácido.

Figura 2. Contaminación de aguas por drenaje ácido.

4. CONTROL Y PREVENCIÓN DE LA CONTAMINACIÓN DE AGUAS El problema de generación de aguas ácidas de mina puede enfocarse desde dos perspectivas: prevención y tratamiento. En este trabajo abordaremos el tema de la prevención. Las técnicas de prevención tratan de evitar que se den las condiciones que propician la oxidación de los sulfuros, lo cual se consigue básicamente por tres posibles vías: � Barreras aislantes. � Métodos químicos.

- Inhibición bacteriana. 4.1 Barreras aislantes

Se pueden citar la revegetación de terrenos y las barreras frente al agua y el oxígeno. El acondicionamiento y

revegetación mitiga la llegada de agua y oxígeno a los sulfuros, conociéndose casos en los que se reduce hasta en un 50% la generación de aguas ácidas. Se trata por lo tanto de un método de atenuación del problema. Las barreras frente al agua pasan por la impermeabilización de la superficie y los taludes de las escombreras. Normalmente es necesario además regularizar las pendientes para disminuir la erosión. Los materiales utilizados para el cubrimiento son diversos: arcillas, tierras compactadas, láminas sintéticas etc. La arcilla, cuando se dispone convenientemente y las láminas sintéticas, son los materiales que más garantías ofrecen como impermeabilizantes, siendo inferior el coste de la primera. La Figura a continuación muestra la instalación de barreras de escurrimiento para prevenir la acción de aguas acidas.

Figura 3. Barreras protectoras para evitar escurrimiento de aguas acidas.

Adicionalmente y según la configuración orográfica en el entorno de la escombrera, puede ser necesario el practicar y mantener canales de guarda (perimetrales), con el objeto de que las

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aguas de escorrentía que fluyan desde las laderas colindantes no entren en contacto con los residuos. Aparte de lo anterior (una impermeabilización eficaz también aísla el residuo del aire) el aislamiento respecto al aire se consigue fundamentalmente mediante lámina de agua. Este método se aplica en las balsas y presas de residuos, así como en explotaciones abandonadas, tanto a cielo abierto como subterráneas, si bien en este caso no cabe hablar de método aplicado sobre residuos. Considerando la primera de las reacciones anteriormente señaladas en la generación del drenaje ácido, se comprueba que el agua y el oxígeno son necesarios para desencadenar el proceso. La inmersión de los residuos bajo lámina de agua tiene por objeto aislar a los sulfuros del contacto con el oxígeno atmosférico y para conseguir tal fin, se precisa que no exista renovación (flujo) de las aguas en contacto con los residuos. Inicialmente, el oxígeno disuelto en el agua reaccionará con los sulfuros según las reacciones ya expresadas. El consumo de este oxígeno, la ausencia de renovación y la baja difusividad de este elemento en el agua, determinan el establecimiento de un ambiente anóxico en el entorno de la masa de sulfuros que impide el avance del proceso. 4.2 Métodos químicos Entre los métodos químicos para combatir la generación de aguas ácidas destacan la adición alcalina y la adición de fosfatos. El efecto de la adición alcalina es triple; por una parte, se consigue en mayor o menor medida la neutralización de las

aguas ácidas producidas. Por otra parte, las bacterias que oxidan el hierro precisan de un ambiente ácido para desarrollar su función. Además de lo anterior, a niveles de pH cercanos a neutro, se favorece la precipitación del hierro férrico, dando lugar a una pátina de recubrimiento sobre la superficie de los sulfuros que dificulta su ulterior oxidación. A estos efectos, se utilizan generalmente sustancias como el hidróxido sódico (Na0H), roca caliza (CO

3Ca), cal (CaO,

Ca(OH)2) y carbonato sódico (Na

2CO

3).

La disposición de estos compuestos alcalinos puede llevarse a cabo interestratificándolos con los materiales de la escombrera o mezclados con ellos. Pueden igualmente colocarse como material de cubrimiento, facilitando la revegetación de la superficie de la escombrera si se ha contemplado la misma y es conveniente en todo caso, mezclar compuestos alcalinos de diferente solubilidad, de suerte que se procure una adición de álcalis continua en el tiempo. El aporte de fosfatos en escombreras que contengan sulfuros, propicia la formación de fosfatos de hierro insolubles, lo que disminuye el hierro férrico disponible y ralentiza el proceso general de oxidación de la pirita. 4.3 Métodos de inhibición bacteriana. En esencia se trata de inhibir la actividad de la bacteria Thiobacillus ferrooxidans, responsable en gran medida del proceso de generación de aguas ácidas. Esta inhibición se aborda mediante la aplicación a la masa de residuos de

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surfactantes aniónicos o ácidos orgánicos. Entre los primeros destaca el Sodio Lauril Sulfato (SLS), que se administra diluido mediante irrigación de las escombreras. Este compuesto ha mostrado ser muy eficaz, pero con un margen temporal de acción muy limitado (meses). Para conseguir efectos de mayor duración, superiores a cinco años, se han desarrollado bactericidas de efecto retardado, que consisten en pellets o pastillas de tamaño centimétrico y constan de una matriz polimérica, un agente activo y otros compuesto químicos que se disuelven paulatinamente, percolando en la masa de residuos y creando un efecto continuo en el tiempo. 5. DISCUSIÓN El Drenaje Ácido de Minas (AMD) es un fenómeno recurrente en la minería de hoy y que puede causar problemas graves en la disolución de metales pesados y contaminar aguas abajo los efluentes liquidos. Este fenómeno se torna más nocivo cuando la contaminación alcanza efluentes naturales utilizados para regadío y mantención de predios agrícolas. Los metales pesados arrastrados son captados por las plantas (legumbres, frutas) que posteriormente son ingeridas por los animales y seres humanos en particular, siendo estos metales acumulativos en el organismo vivo, produciendo graves alteraciones de salud, cáncer entre otras. Sin embargo el Drenaje Ácido es hoy mucho más manejado que antes, y por de

pronto si se toman las precauciones del caso, puede minimizarse largamente su efecto. Hoy existen tecnologías que permiten controlarlo de tal manera que sus efectos sean mínimos. Conviene citar en esta presentación el caso de la minera El Teniente de Codelco-Chile, que teniendo un problema de drenaje ácido al interior de su mina subterránea, supo revertir una situación negativa y transformar un problema en un fenómeno rentable que agrega valor a la empresa. En efecto, constatada la presencia de soluciones acidas permanentes al interior de las instalaciones, y como producto del escurrimiento natural por la humedad asociada al lugar en que se encuentran los recursos, esto es en la alta cordillera, se comenzó a canalizar adecuadamente estos efluentes para posteriormente recuperar los metales valiosos, particularmente el cobre. Hoy se ha optado incluso por agregar artificialmente agua en la época estival, para contar con un flujo permanente de solución conteniendo los metales a recuperar. Es una forma positiva de ver un problema ambiental que podría ser muy negativo. La situación de drenaje ácido pasa en primera instancia por una buena caracterización de la situación para posteriormente optar por diferentes alternativas, las que podrían ser minimizar el efecto de cada uno de los reactivos participantes y detener la generación, o, al estilo de lo realizado en El Teniente, optar por una recuperación de los metales disueltos, lo que dara aún más valor a la operación minera.

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AGRADECMIENTOS Los autores participantes en esta publicación, agradecen el soporte de la Red MASyS para la participación en la reunión de Oruro, que permitirá generar redes mayores de contacto para

desarrollar una minería subterránea sustentable.

REFERENCIAS [1] CADORIN, LUCIANA et al. Avances en el Tratamiento de Aguas Ácudas de Minas. Scientia et Technica Año XIII, No 36, Septiembre de 2007. Universidad Tecnológica de Pereira. ISSN 0122-1701. [2] TOVAR PACHECO, JORGE A. Revista Latino-Americana de Hidrogeología, Nº.3, p.99-109. [3] http://chile-hoy.blogspot.com/2010/04/ mineria-subterranea-pilar-del-futuro-de.html [4] Residuos Mineros, Ingeniería ambiental 2006-07, Programa Operativo Integrado de Andalucía (Marco FEDER 2000-2006). [5] ESCOBAR, BLANCA. Curso Ingeniería Ambiental.

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CONTROL DE LAS AGUAS DURANTE LA EXPLOTACIÓN MINERA SUBTERRÁNEAS EN

CUBA

CONTROL O DAS AGUAS DURANTE A EXPLORAÇÃO MINEIRA SUBTERRÁNEA EM

CUBA

* DIOSDANIS GUERRERO ALMEIDA ** ARMANDO CUESTA RECIO

* Doctor en Ciencias Técnicas. Ingeniero en Minas. Profesor Auxiliar del Departamento de Minas del Instituto Superior Minero Metalúrgico de Moa “Dr. Antonio Núñez Jiménez”. Las Coloradas S/N. Moa. Holguín. Cuba. CP: 83329. Telef.: (53) (24) 60- 6678. Fax. (53) (24) 60-8190. e-mail:

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

** Doctor en Ciencias Técnicas. Ingeniero en Minas. Profesor Asistente del Departamento de Minas del Instituto Superior Minero Metalúrgico de Moa “Dr. Antonio Núñez Jiménez”. Las Coloradas S/N. Moa. Holguín. Cuba. CP: 83329. Telef.: (53) (24) 60- 6678. Fax. (53) (24) 60-8190. e-mail:

acuesta@ismm.edu.cu   RESUMEN El presente trabajo está relacionado con el tratamiento que reciben las aguas que dificultan la explotación minera subterránea en Cuba. Forma parte de un grupo de investigaciones que reflejan la necesidad de ejecutar acciones encaminadas a mitigar la contaminación ambiental producida por la pequeña y mediana minería. Para su realización fue necesario el uso de métodos observacionales y experimentales, a partir del uso de tecnologías y equipos multidisciplinarios. Para darle cumplimiento a los objetivos propuestos, se aplicó una metodología de trabajo dirigida a la búsqueda de información, visitas a minas activas e inactivas, túneles hidrotécnicos, trabajos de campo, análisis y procesamiento de los resultados; con lo cual se pudo determinar las alternativas aplicadas para mitigar el impacto ambiental ocasionado por la irrupción del agua en los frentes de extracción minera, así como garantizar una mayor seguridad durante el laboreo de los yacimientos estudiados. Palabras claves: tratamiento de las aguas subterráneas, explotación minera subterránea.

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RESUMEM O presente trabalho está relacionado com o tratamento que recebem as águas que dificultam a exploração mineira subterrânea em Cuba. Forma parte de um grupo de investigações que mostram a necessidade de executar ação encaminhada a caracterizar a contaminação ambiental produzida por a pequena e meios mineiras. Para sua realização foi necessário o uso de métodos observativos e experimentados, a partir de uso de tecnologia e equipamentos multidisciplinares. Para dar o comprimento aos objetivos propostos, se aplica uma metodologia de trabalho dirigida a procura de informação, visitas as minas ativas e inativas, túneis hidrotécnicos, trabalhos de campos, análises e processamentos de resultados, com o qual se pode determinar as alternativas aplicadas para caracterizar o impacto ambiental ocasionado por irrupção de águas em frente de extração mineira, assi como garantir uma maior segurança durante sua elaboração de xazijo estudados. Palavras chaves: tratamentos de águas subterrâneas, exploração mineira. 1. INTRODUCCIÓN En la región oriental de Cuba, se localizan una serie de excavaciones mineras relacionadas con la explotación de yacimientos metalíferos y no metalíferos, así como el traslado de grandes cantidades de agua procedentes de las cuencas hidrográficas ubicadas en dicha zona montañosa. Estas excavaciones generalmente se laborean al nivel del acuífero o por debajo de éste, en un macizo rocoso constituido en su mayor parte por rocas básicas y ultrabásicas, específicamente gabros, harzburgitas y peridotitas, con algunas intercalaciones de rocas de formaciones calcáreas, Cuesta, (2011). El intenso agrietamiento y la presencia de varias fallas en el macizo, facilitan la circulación de agua por el interior de estas obras, a la vez que la topografía del terreno favorece un abundante escurrimiento superficial. La combinación de ambas características en las áreas donde se laborean, condiciona la existencia de zonas susceptibles a la

inestabilidad por infiltración del agua y, unido a ello, la ocurrencia de inundaciones parciales y derrumbes, por la pérdida de resistencia de las rocas o por el lavado del relleno de las grietas. En investigaciones realizadas en minas activas e inactivas, así como en túneles hidrotécnicos de esta región, se han detectado algunas zonas inestables, asociadas a la presencia de agua, que constituyen áreas de riesgo y no fueron detectadas previamente durante la etapa de exploración geológica. Estudios recientes abalan la aplicación de métodos para implementar el control de las aguas subterráneas. Un primer grupo está relacionado con el diseño y construcción de excavaciones mineras para la evacuación o expulsión al exterior de las aguas que afectan el laboreo minero, lo cual sirve como mecanismo regulador de este fenómeno, (Guerrero, 2011).

169

Otros métodos sugieren previamente la delimitación de zonas susceptibles por la infiltración del agua en la traza de las excavaciones, o en su área de influencia, lo cual permitiría la implementación de técnicas eficaces para el control de las afectaciones que por esta causa se produjeran en las excavaciones. Aunque la mayoría de ellos se apoyan en la aplicación de Sistema de Información Geográfica (SIG) y otras herramientas cartográficas, centran su atención en la estabilidad y la excavabilidad del macizo, pero no consideran soluciones para controlar los problemas relacionados con la circulación del agua a corto ni a largo plazo. Estos y otros temas son los explicados en el presente trabajo, el cual está relacionado con mostrar el tratamiento que reciben las aguas que dificultan la explotación minera subterránea ubicadas en la zona oriental del norte de Cuba. 2. INFORMACIÓN GENERAL SOBRE LA REGIÓN La región oriental de nuestro país ocupa una superficie total de 36617,3 Km2, lo que representa el 33,03 % del territorio nacional. Su gran variabilidad geológica, así como ubicación en nuestro archipiélago, ha posibilitado la formación de yacimientos minerales de diversos tipos, tanto metálicos como no metálicos y tanto endógenos como exógenos, los que presentan marcadas regularidades espacio-temporales en su distribución, respondiendo a la zonación tectónica; de ahí que se considere desde el punto de vista geológico como un macizo heterogéneo, (ver Figura 1).

OCEANO ATLANTICO

BAHÍA DE NIPE

GOLFO DE GUACANAYABO

MAR CARIBE

Figura 1. Geología general de la región oriental de Cuba, (NANC, adaptado por

Guerrero, 2003). En las rocas básicas y ultrabásicas de dicha región aparecen yacimientos de cromo, cobre, y oro disperso en listvanitas. En la Región Nipe-Cristal-Baracoa se desarrollan yacimientos exógenos de lateritas de hierro, niquel y cobalto, formados en las cortezas de intemperismo jóvenes a partir de las ultrabasitas serpentinizadas. Las más características y que presentan una de las mayores reservas de Níquel en menas silicatado-oxidadas a nivel mundial. Los complejos de los arcos volcánicos (Cretácico y Paleógeno) incluyen yacimientos de stock-work de cobre, manganeso, así como pequeños yacimientos de hierro en skarns; vetas auríferas y mineralización diseminada de cobre y molibdeno (cobre porfírico). Los yacimientos de skarn de hierro se formaron en las zonas de excontacto, y el cretácico superior en menor grado, mientras que los yacimientos de otros tipos mencionados fueron formados como consecuencia de la intrusión de diques de composición ácida y media, ocurrida durante la fase orogénica del eoceno medio Superior. Ejemplo de

170

estos, son los yacimientos de manganeso, asociados a las rocas vulcanógeno-sedimentarias del arco vulcano-paleogénico ubicados en la región. Los yacimientos de minerales no metálicos se presentan no sólo en los depósitos del margen continental, sino en otras zonas estructuro-faciales. Son típicos de esta zona los yacimientos de caolín ubicados en la provincia de Las Tunas y feldespatos de Holguín. En numerosos lugares existen rocas vulcanógeno-sedimentarias de los arcos volcánicos que presentan alteraciones y condujeron a la formación de yacimientos de zeolitas, tales como los de la provincia de Santiago de Cuba. Los depósitos de minerales no metálicos se encuentran en todas las zonas estructuro-faciales de la región oriental, donde aparecen yacimientos y manifestaciones de mármol, rocas ornamentales, materiales de construcción; así como otras rocas ultrabásicas empleadas con el mismo propósito. Las calizas y otras rocas carbonatadas localizadas en esta zona, se emplean en gran medida para la construcción y como materia prima para la producción de cemento en las 5 provincias orientales. Elemento característico de esta zona lo constituye además su red fluvial, determinada por la influencia de diferentes factores físicos-geográficos, tales como las precipitaciones, las condiciones geomorfológicas y geológicas, la cubierta vegetal, las propiedades hidro-físicas de los suelos, entre otras. Las zonas bajas y pantanosas de la región oriental se localizan principalmente,

hacia la costa oeste de la provincia Granma presentando anchos variables que no exceden unos cuantos kilómetros y su alimentación generalmente proviene no solo de las precipitaciones y los ríos que en esta desembocan, sino también del escurrimiento subterráneo de zonas aledañas. La mayoría de los ríos presentes en esta región no son caudalosos, (ver Tabla 1). El volumen de agua que transportan es muy irregular y en consecuencia, sus niveles varían mucho en el transcurso del año; durante el período de las lluvias aumentan su caudal produciendo a veces peligrosas inundaciones, en las estaciones de sequía, su flujo disminuye considerablemente en muchos casos.

Tabla 1. Parámetros morfométricos de algunos ríos ubicados en la región oriental,

(NANC, adaptado por Guerrero, 2003).

Ríos

Área de la cuenca, (Km2).

Longitud del cauce principal (Km)

Ancho medio de la cuenca (Km).

Manatí 70,0 28,0 2,50 Cacoyugüin 240,0 46,0 5,22 Tacajó 620,0 54,0 11,50 S. de Tánamo 1174,0 89,0 13,20 Toa 1053,0 118,0 8,92 Sevilla 743,0 92,0 8,08 Jobabo 606,0 66,1 8,85 Cauto 8969,0 343,0 26,10 Salado 2285,0 120,0 19,0 Guaninicún 640,0 56,0 11,40 Contramaestre 958,0 92,0 10,40 Bayamo 690,0 115,0 8,50 Buey 531,0 90,0 5,90 Guá 906,0 75,0 12,10 Turquino 113,0 19,0 5,95 Guantánamo 1221,0 98,0 12,50 Yateras 667,0 76,0 8,78 La distribución pluvial es uno de los factores más importantes en la determinación del régimen de los ríos cubanos. La configuración del relieve y el tipo de roca que lo constituye, también

171

ejercen influencia en la desigual distribución del escurrimiento de las aguas superficiales (ejemplo, el Toa, de la provincia de Guantánamo); de un área montañosa de rocas duras, igneas y metamórficas, de poca permeabilidad, lo que se une al hecho de que su cuenca recibe grandes lluvias, todo lo cual da por resultado que sea el río más caudaloso de Cuba. Sin embargo, el río Cauto ubicado en la provincia de Santiago de Cuba y Granma, posee una cuenca 8 veces mayor y su caudal es menor, (ver Tabla 2). Tabla 2. Cuencas hidrográficas existentes en la región oriental de interés nacional, ONE-

AMA, adaptado por Guerrero, (2003).

Por lo general, parte del agua que cae sobre el suelo se infiltra por las porosidades de las rocas y forma las cuencas y depósitos subterráneos, las que abastecen a las corrientes fluviales aún en el período seco y afectan en gran medida el laboreo de los yacimientos minerales ubicados en la región. 3. CUESTIONES GENERALES SOBRE LA EXPLOTACIÓN MINERA DE LA REGIÓN Desde épocas precolombinas, esta región ha sido explotada por diversas compañías

mineras nacionales o extranjeras. En cada uno de estos yacimientos se aplicaron o se están aplicando modos de explotación a cielo abierto, subterráneo o combinados según corresponda. De acuerdo a las características físico-mecánicas del macizo, la tecnología aplicada en cada caso está relacionada con la utilización de maquinaria y explosivos para el desarrollo de los procesos productivos principales y auxiliares de las minas. Estas compañías en su gran mayoría se han encontrado con la presencia de agua durante la explotación de los yacimientos antes mencionados. Actualmente encontramos más me 150 minas activas e inactivas que así lo demuestran, (ver Figura 2).

Figura 2. Ubicación geográfica de las

principales minas de la región oriental de Cuba, (Guerrero, 2003).

Como característica distintiva de estas minas se señala la presencia de agua en muchas de sus excavaciones, las cuales se tuvieron que fortificar para garantizar la seguridad de los trabajos mineros, (ver Figura 3).

Cuenca Extensión Superficial (Km2)

Población (Mhab)

Focos contam. (U)

Cauto 9540,0 1167,4 652

Gtmo-Guaso 2347,0 410,0 78

Toa 1061,0 12,4 29

172

Figura 3: Derrumbe en excavaciones mineras subterráneas donde está presente el

agua, ECM, (2009). Según Cuesta (2011), este factor ha provocado numerosas afectaciones al macizo rocoso, entre las cuales se señalan: • Perdida de estabilidad de la excavaciones. • Problemas con la calidad de las voladuras. • Costos adicionales para el tratamiento de las filtraciones. • Atraso del cronograma de ejecución y puesta en explotación. • Afectación por exceso de húmeda de los recursos existentes en las obras. • Degradación de las propiedades de las rocas y cambio en sus características (deterioro). • Disminución del periodo de mantenimiento. • Afectación al medio ambiente. • Afectación a la salud humana. • Aumento de los costos generales • Como parte de las alternativas utilizadas para mitigar dichos problemas y con ello mantener un control de las aguas durante la explotación minera subterráneas en esta región, se han puesto en práctica

numerosas alternativas agrupadas en dos métodos fundamentales: • Laboreo de excavaciones auxiliares para el desagüe de los frentes de arranque. • Utilización de software, para delimitar las zonas susceptibles por la infiltración del agua en la traza de las excavaciones, o en su área de influencia. • A continuación se explican cómo se aplicaron cada uno de ellos en esta región minera cubana. 4. LABOREO DE EXCAVACIONES AUXILIARES PARA EL DESAGÜE DE LOS FRENTES DE ARRANQUE Durante la explotación minera subterránea de los yacimientos asociados a minerales metálicos, (cobre, cromo, hierro, etc.), de la región oriental, los frentes de extracción se han visto afectados por la presencia de grandes volúmenes de agua. Ejemplo de lo anterior lo constituye la mina subterránea “Merceditas”, ubicada en el noreste de la provincia de Holguín, y cuya producción anual superaba las 40 000 Ton de cromo refractario. Al realizar un análisis de esta zona geográfica se aprecia que la red hidrográfica en la cual está enclavada la mina, está bien desarrollada, representada por el río Jaragua y algunas cañadas, las que drenan en épocas de extensas lluvias, aunque permanecen secas en épocas del año de escasas precipitaciones, a su vez este río es el afluente del río Jiguaní. Desde el punto de vista hidrogeológico, las condiciones del yacimiento son sencillas, ya que las rocas que se encuentran en el mismo son acuíferas.

173

Estas se corresponden con el tipo de litología presente, lo que permite afirmar que la presencia de agua en las obras se producía por manantiales presentes en las zonas fracturadas. Las aguas presentes en la mina son de baja mineralización, 0.1g/L, su pp es ligeramente básico entre 7.5 - 7.8, clasificándose como aguas hidrocarbonatadas magnésicas e hidrocarbonatadas cloruradas. Los mayores gastos medios corresponden con las épocas de mayores precipitaciones, llegando hasta 1.5g/L (126 m3/días). Teniendo en cuenta estos elementos y el incremento del agua en las excavaciones mineras, producto a la irrupción en la mina del río Jaragua como resultado de un deslizamiento de la ladera de la montaña, fue necesario el diseño y construcción de un socavón auxiliar de desagüe ubicado por debajo de la cota del socavón principal de transporte M-1, (ver Figura 3).

Figura 3. Plano general de la mina “Merceditas”, Guerrero, (2005).

Con esta variante se logró incorporar al río Jaragua el agua que penetraba a la mina así como disminuir los riesgos producidos por su afluencia en los frentes de arranque. De esta manera, a este

caudal se sumaban además aquellas provenientes de los mantos freáticos que eran atravesados por las perforaciones durante el laboreo minero. 5. UTILIZACIÓN DE SOFTWARE, PARA DELIMITAR ZONAS SUSCEPTIBLES POR LA INFILTRACIÓN DEL AGUA Esta variante fue aplicada en túneles hidrotécnicos de esta región, para seleccionar los métodos idóneos de impermeabilización e incrementar la estabilidad del macizo rocoso. Estas excavaciones presentan una longitud de más de 700 m y sección transversal ovoidal, altura que oscilan entre 5-6 m y ancho de 6-6,50 m; el arranque de la roca se realiza por perforación y voladura. Para delimitar las zonas susceptibles a la inestabilidad por infiltración en cada túnel, se aplicaron los métodos de análisis geomecánico de macizos rocosos RQD de Deere y Jv de Palmström,Palmström (1982); Hoek (2007), fundamentalmente, se combinaron con estudios hidrogeológicos básicos y con la cartografía digital. 5. 1 Obtención del Modelo Digital del Terreno (MDT) Para la aplicación de este método se determinaron las características orográficas, hidrográficas, hidrogeológicas y tectónicas del área objeto de estudio, con el fin de identificar los rasgos morfológicos del relieve, elevaciones, presencia de vaguadas y ríos. Para ello, se utilizó un levantamiento topográfico, a escala 1: 1 000, del área de influencia de cada túnel, para obtener el modelo digital del terreno (MDT) del área bajo el cual se diseñó la

174

obra. El MDT abarcó hasta 200 metros a ambos lados, en dirección perpendicular al eje de la excavación, con el fin de determinar los rasgos morfológicos alineados en el terreno que indican la presencia de discontinuidades en el macizo rocoso. A partir de la rejilla creada con los datos del levantamiento topográfico y utilizando el método simplificado propuesto por Moore et al. (1993), se determinó la pendiente entre puntos y se generó el mapa de pendientes. Se confeccionó además un mapa de vectores, a partir del gradiente entre puntos y mediante la aplicación de la primera derivada direccional a cada nodo del modelo digital (Schwartz, 1974), con el fin de obtener las direcciones preferenciales del movimiento de las aguas superficiales; para ello se utilizaron los módulos Terrain Slope y Map Vector, del Surfer, los que permiten obtener información sobre la divergencia y acumulación de flujos de aguas y la susceptibilidad a procesos erosivos. Se realizaron también trabajos de campo para caracterizar las condiciones geomecánicas y estructurales del macizo rocoso, midiéndose así los elementos de yacencia de discontinuidades, como estratificación, agrietamiento, planos de fallas, zonas de cizalla; se utilizaron además datos de perforaciones geológicas correspondientes a investigaciones realizadas en el año 1991 por la Empresa de Investigaciones y Proyectos Hidráulicos de Holguín. Con la información recopilada de los trabajos de campo y la digitalización de algunos elementos tectónicos se generó el mapa tectónico, el diagrama de roseta y la representación estereográfica de las

discontinuidades del terreno. Los mapas hidrogeológicos se crearon a partir de los datos de permeabilidad, nivel del acuífero y presión hidrostática de los flujos subterráneos obtenidos mediante mediciones y ensayos a presión o a partir del coeficiente de permeabilidad. 5. 2 Determinación de las zonas susceptibles Para determinar las zonas susceptibles en el eje del túnel y su área de influencia, se empleó el método heurístico, en el cual, a partir de la identificación de variables que inciden en los procesos de infiltración y control del agua se realiza un análisis matricial de cada grupo clasificado, Leroi (1996); Almaguer (2005); Bonachea (2006), Cuesta, 2011, (ver Tablas 3, 4, 5 y 6).

Tabla 3. Características de la superficie

(Matriz factor A).

Clase Descripción Susceptibilidad

I Zonas de acumulación de aguas

1

II Zonas de pendientes (i) entre 0 y 3%

0,6

III Zonas de pendientes (i) entre 3 y 5%

0,3

IV Zonas con pendiente (i) > 5%

0

Tabla 4. Características de la zona de falla

(Matriz factor B). Clase Descripción Susceptibilidad

I

Zona triturada (milonitas), espaciamiento < 20 mm

1

175

II

Zona de muy agrietada a agrietamiento medio (20 y 200 mm)

0,6

III

Zona poco agrietada, espaciamiento entre 200 y 500 mm

0,3

IV

Zona agrietada, espaciamiento > 500 mm

0

Tabla 5 Características de la permeabilidad (k, m/día) (Matriz factor A1)

Clase Descripción Susceptibilidad I Rocas muy

fuertes permeables k > 100

1

II Rocas fuertes permeables k 10-100

0,75

III Rocas permeables agrietadas k 1-10

0,50

IV Rocas poco permeables k 0,1-1

0,25

V Rocas prácticamente impermeables k 0,01-0,1

0

Tabla 6. Características del agrietamiento (Matriz factor B1)

Clase Descripción Susceptibilid

ad

I Zona triturada espaciamiento< 1

20 mm

II

Zona muy agrietada espaciamiento 20 y 100 mm

0,75

III

Zona de agrietamiento medio espaciamiento(100 y 200 mm)

0,50

IV

Zona poco agrietada espaciamiento 200 y 500 mm

0,25

V Zona agrietada espaciamiento > 500 mm

0

Asimismo, para la superposición de los mapas temáticos que contienen los principales factores condicionantes de susceptibilidad del túnel a fenómenos relacionados con la presencia de agua se procedió a partir de los factores dinámicos o activos de la región. 5. 3 Delimitación de las zonas susceptibles y creación de buffers Para delimitar las zonas de susceptibilidad se realizó en cada punto de documentación la misma operación efectuada entre las matrices y el valor Sv obtenido para cada punto se representó en un mapa. Posteriormente se trazaron las isolíneas atendiendo a los valores definidos en la escala de susceptibilidad. Este proceso se realizó de forma semi-automatizada con la ayuda de software especializado como Surfer y ArceView. Los atributos que definen cada zona se sintetizan en un mapa conceptual (ver Tabla 7).

176

Tabla 7. Mapa conceptual sintético representativo de la escala de susceptibilidad Rocas muy permeables, k >100 m/día, el espaciamiento entre grietas debe ser menor de 20 mm aunque en determinados casos puede llegar a 100 mm, la pendiente de la superficie (i) varía entre 0 y 3%, la situación más crítica es cuando existen zonas de acumulación de agua (vaguada)

Rocas permeables agrietadas, k 1-10 m/día. Zona de agrietamiento medio con espaciamiento entre 100 y 200 mm. Pendiente de la superficie varía entre 3 y 5 % o superior.

Rocas fuertes permeables con 10<k<100 m/día, zonas de pendientes (i) entre 0 y 3% o zonas de acumulación de agua, el agrietamiento varía entre 20 y 100 aunque en ocasiones el

Rocas de poco permeables a prácticamente impermeables, k 0,01 -1 m/día. Zona poco agrietada, espaciamiento > 500 mm y zonas con pendiente

espaciamiento entre grietas puede llegar a 200 mm. También se evalúan en esta categoría las zonas cuya permeabilidad es k>100 m/día pero la pendiente de la superficie varía entre 3 y 5% o superior.

(i) > 3%

5. 4 Modelo Digital de Elevaciones (MDE) El procesamiento e interpretación del MDE arrojó la siguiente información:

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

B1 V

B2

Vaguada (V)

Eje del túnel

Superficie topográfica

Dirección de las escorrentías superficiales

a) b)

Cota de la superficie topográfica

Eje del túnel.

Línea que identifica la alineación de las escorrentías superficiales.

177

La digitalización de los datos tectónicos mostraron la existencia de más de 10 fallas que cortan al túnel, que el sistema de fallas con dirección NE-SW son posteriores a los sistemas NW-SE, cortando estos últimos lo que provoca zonas de intenso agrietamiento (ver Figura 5).

Figura 5. Distribución de las dislocaciones

tectónicas en el área del túnel. A pesar de no existir evidencias de actividad neotectónica en las estructuras disyuntivas presentes en el área, sí existen de antiguos movimientos rumbodeslizantes en tres zonas, donde el sistema NE desplaza las estructuras NS (Figura 5); dos de estas zonas coinciden con sistemas de escorrentía superficial, por lo que se consideran de riesgo por filtraciones de agua. En la representación estereográfica se constata además que las estructuras disyuntivas manifiestan buzamientos superiores a 45º, por lo que se clasifican de alto ángulo; este último aspecto se considera favorable con respecto al eje de la excavación, sin embargo el agrietamiento es desfavorable en diferentes tramos.

Uno de los problemas relacionados con las filtraciones en estas excavaciones está condicionado por la posición relativa del nivel del acuífero y la cota de la excavación antes de iniciar el laboreo del túnel; En la Figura 6 se observa que la mayor parte del túnel se encuentra por debajo del nivel acuífero, lo cual favorece la infiltración del agua a la excavación, el aumento de la presión de poros y consecuentemente el desprendimiento de bloques delimitados por planos de grietas.

Figura 6. Ubicación del nivel del acuífero por encima de la cota del túnel, en la etapa

de proyecto. 5. 5 Zonas susceptibles Durante el estudio se pudo comprobar la existencia de zonas demarcadas a partir de los valores obtenidos de las operaciones con las matrices de los factores condicionantes. Las dimensiones de los buffers demarcados sobre el eje del túnel responden a valores de permeabilidad entre 10 y 100 m/día y a un agrietamiento que varía de cerrado a moderado. La Figura 7 muestra el grado de trituración y deterioro de la roca en la boca Este de uno de los túneles hidrotécnicos presentes en la zona. En esta se aprecia que en el techo del emboquille, existe una falla que corta al túnel y genera un alto grado de trituración de las rocas, favoreciendo el

Superficie topográf

Eje del túnel. Fallas

0 100 200

178

proceso de filtración y provoca desprendimiento de bloques, corroborando así los resultados obtenidos de la combinación de mapas temáticos.

Figura 7. Influencia de las estructura

geológica en la estabilidad del emboquille, la flecha señala el plano de falla

5. CONCLUSIONES 1. El laboreo de excavaciones auxiliares para el desagüe de los frentes de arranque aunque no permite el aprovechamiento integral del 100 % de

las aguas subterráneas, sin embargo, constituye una alternativa más para mejorar las condiciones del trabajo en la minería subterránea. 2. Con la combinación de los factores condicionantes de la susceptibilidad a la inestabilidad, inundación y pérdida de propiedades del conjunto macizo-excavación por la presencia de agua, determinados a partir de estudios del macizos rocosos, y el procesamiento digital de la información, se implementó un Sistema de Información Geográfica, que permitió identificar cuatro zonas susceptible por la acción combinada de las filtraciones de agua y fenómenos geólogo-estructurales en la región minera de del oriente cubano.

REFERENCIAS 1. ALMAGUER, Y. 2005. Evaluación de la susceptibilidad del terreno a la rotura por desarrollo de deslizamientos en el yacimiento punta gorda. Unpublished Tesis Doctoral, ISMM, Moa, Cuba. 2. CUESTA RECIO, A., 2011. Procedimientos para elegir la técnica de control de las filtraciones que afectan las excavaciones subterráneas. Tesis presentada en opción al título de Doctor en Ciencias Técnicas. Facultad de Geología y Minería del ISMMM. Centro de Información Científico Técnica. 100 Pág. 3. EMPRESA CROMO MOA “CMDTE. JUAN VITALIO ACUÑA NÚÑEZ”, 2009. Cierre Final de Actividades Mineras. Ingeniería Básica, Centro de Proyectos del Níquel. Moa, Holguín., 69 pág. 4. GUERRERO ALMEIDA D., R. GUARDADO LACABA Y R. BLANCO TORRENS, 2005. Propuesta metodológica para el diseño de Sistemas de Indicadores de Sostenibilidad (SIS), en regiones mineras de iberoamérica. En: Agua, minería y medio ambiente. Libro

Plano de falla

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Homenaje al Profesor Rafael Fernández Rubio. [ISBN: 84-7840-574-7]. Editado en: Instituto Geológico y Minero de España. Madrid, España. 2005. Pág.: 781-790 5. GUERRERO ALMEIDA D., 2003. Sistema de indicadores mineros para la explotación sostenible de los yacimientos minerales. Tesis presentada en opción al título de Doctor en Ciencias Técnicas. Facultad de Geología y Minería del ISMMM. Centro de Información Científico Técnica. 257 P. 6. HOEK, E. 2009. Practical Rock Engineering. In A.A. Balkema (Ed.): RockScience.com. 7. LEROI, E. 1996. In Landslide hazard-Risk mapsx at different scales: objectives, tools ans developments (Vol. I: pp.35-51). Trabajo presentado en: 7th. Int. Symp. on Landslices, Trondheim. 8. LIPPONEN, A. 2006. Topographical, structural and geophysical characterization of fracture zones: implications for groundwater flow and vulnerability. In O. Heikinheimo, V.-M. Kerminen, J. Mattila & R. Laiho (Eds.), Monographs of the Boreal Environment Research: www.environment.fi/publications LIPPONEN, A., MANNINEN, S., NIINI, H., & RANKA, E. 2005. Effect of water and geological factors on the long-term stability of fracture zones in the Päijänne Tunnel. International Journal of Rock Mechanics & Mining Sciences, 42: 3-12.

180

181

TRATAMIENTO POR FLOTACIÓN DEL DRENAJE ÁCIDO DE MINA GRANDE DEL

COBRE

TRATAMENTO MEDIANTE FLOTAÇÃO DA DRENAGEM ÁCIDA DE MINA GRANDE DO

COBRE

BEATRIZ RAMÍREZ SERRANO* ALFREDO LÁZARO COELLO VELÁZQUEZ **

JUAN MARÍA MENÉNDEZ AGUADO***

*Master en beneficio de minerales. Ingeniero en Metalurgia. Profesor Auxiliar del Departamento de Metalurgia del Instituto Superior Minero Metalúrgico de Moa “Dr. Antonio Núñez Jiménez”. Las

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

**Doctor en Ciencias Técnicas. Ingeniero en Minas. Profesor Titular del Departamento de Metalurgia del Instituto Superior Minero Metalúrgico de Moa “Dr. Antonio Núñez Jiménez”.

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

Campus Mieres. Universidad de Oviedo, España. RESUMEN Para el tratamiento del drenaje ácido de Mina Grande del Cobre ubicada en la provincia cubana de Santiago de Cuba, se realiza un estudio en columnas de flotación con la utilización del amilxantato de potasio como reactivo colector. La investigación se lleva a cabo con el objetivo de demostrar la aplicabilidad de esta técnica en la descontaminación de dichas soluciones residuales que en este momento constituyen un foco de contaminación ambiental. Durante el desarrollo se utilizan métodos empíricos tales como las técnicas de muestreo, la observación, la estadística matemática y el diseño factorial. La combinación de estos métodos permiten evaluar el efecto de las variables relación colector: metal, velocidad superficial del gas y concentración de espumante en el proceso de flotación, fueron establecidos los modelos matemático- estadísticos que caracterizan comportamiento de los elementos que encuentran en mayor proporción en las aguas residuales de la mina. Los resultados alcanzados permiten concluir que la flotación es una técnica adecuada para el tratamiento del drenaje ácido de Mina Grande del Cobre, su aplicación permite obtener soluciones con concentraciones de iones metálicos por debajo de los valores máximos admisibles según las normas cubanas. Palabras claves: drenaje ácido de mina, medio ambiente, residuales líquidos, flotación iónica, cobre amilxantato.

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RESUMO Para tratar a drenagem ácida de Mina Grande do Cobre na província Santiago de Cuba, se estuda a flotação em colunas, com a utilização do amilxantato de potássio como reagente coletor. A pesquisa se faz com o objetivo de mostrar a aplicabilidade da técnica para a descontaminação de soluções residuais que no momento constituem um foco de poluição ambiental. Durante a pesquisa se empregaram métodos empíricos como das técnicas de toma de mostra, observação, estadística matemática é desejo fatorial. Para analisar o efeito dos fatores relação coletor/metal, velocidade superficial do gás e concentração do espumante, no processo de flotação, foram estabelecidos os modelos matemático - estatísticos que caracterizam o comportamento dos elementos que estão em maior proporção nas águas residuais da mina. Se conclui que a flotação é uma técnica apropriada para o tratamento da drenagem ácida de Mina Grande. Este método permite obter valores de concentração de contaminantes abaixo dos máximos permitidos, de acordo com normas cubanas. Palavras chaves: drenagem ácida, meio ambiente, residuais líquidos, flotação iônica, amilxantato de potássio. 1. INTRODUCCIÓN Uno de los principales problemas ambientales que causa la minería es la generación del drenaje ácido de mina (AMD). El mismo se caracteriza por un valor de pH inferior a 5 y altos niveles de elementos tóxicos disueltos. Los elementos y la concentración de los elementos tóxicos presentes varía de acuerdo con el tipo de depósito aunque de forma general pueden incluirse As, Pb, Cd, Fe, Cu, Zn y en algunos casos, Tl o Se (Romero et al., 2010). Durante la neutralización del AMD la concentración de los elementos tóxicos disueltos puede ser reducido, como consecuencia de las reacciones de precipitación y sorción, de forma permanente o temporal (Levy et al., 1997; Holmstrom et al., 2001; Sánchez et al., 2005). Sin embargo, en ocasiones la contaminación de corrientes fluviales como es el caso de los ríos Tinto y Odiel o la acumulación en represas del AMD implica que su tratamiento requiere del procesamiento

de grandes volúmenes de soluciones donde los métodos tradicionales que se aplican para el tratamiento de residuales contaminados con iones metálicos como la precipitación de combinaciones poco solubles, extracción por solvente, intercambio iónico, entre otros, enfrentan mayores inconvenientes en la medida que las soluciones son más diluidas y los volúmenes de efluentes son mayores (Kurniawan et al., 2006; www.ecoamerica.cl/mayo, 2007). Ante esta disyuntiva, la flotación que en las últimas décadas ha extendido su campo de aplicación a la separación iones, la flotación iónica (Sebba, 1959), constituye una nueva alternativa. Se reportan, varios trabajos que demuestran la factibilidad de la aplicación de esta técnica en el tratamiento de aguas (Eccles, 1999; Carissimi et al., 2007), drenajes ácidos de minas (Nenov et al., 2008; Mahiroglu et al., 2009; Silva y Rubio, 2009; Silveira et al., 2009), así como el tratamiento de residuales

183

industriales (Barakat, 2010). De aquí que, en el presente trabajo se estudia el tratamiento por flotación iónica con amilxantato de potasio de soluciones sintéticas que simulan el AMD de Mina Grande del cobre, Cuba 2. UBICACIÓN DEL YACIMIENTO El yacimiento sulfuroso de cobre Mina Grande se encuentra a unos 200 m del poblado El cobre y está situado a 21 km al oeste de la ciudad de Santiago de Cuba. Actualmente se encuentra fuera de explotación pero las actividades mineras dieron lugar a la degradación de la vegetación y los suelos que presentan un alto grado de deterioro y meteorización. La limitada actividad de conservación y el desarrollo de procesos erosivos dieron lugar a la formación del drenaje ácido que se caracterizan por un pH igual a 4,5 unidades y la presencia de diferentes especies metálicas como el cobre, cadmio, plomo, zinc, manganeso y aluminio entre otros, aunque se manifiesta el predominio de los iones cobre (Rey, 2010), el cual sobrepasa los valores máximo admisible según la norma cubana 27 (NC-27, 1999). Durante la explotación de la mina dicho drenaje constituía una de las fuentes principales de contaminación del río El cobre (Pérez et al., 2002), a partir del cierre de la misma en lo que con anterioridad constituía la cantera, se acumulan alrededor de 4 millones de m3 de aguas residuales (www.ecured.cu, 2011). Dicha medida redujo la contaminación del río (González et al., 2009; Marañón et al., 2009) sin embargo se mantiene latente el riesgo potencial de dañar el manto freático y las aguas subterráneas, lo cual implica la necesidad de buscar

alternativas para el tratamiento de dichas soluciones. 3. ANTECEDENTES DE LA FLOTACIÓN IÓNICA CON XANTATOS En la flotación iónica, por aire disuelto, de iones cobre(II), zinc y arsénico(V), a partir de soluciones sintéticas de iones individuales y de mezclas, se emplean como colectores el etilxantato y dietilxantato de sodio (Stalidis et al., 1989; Matis y Mavros, 1991). De acuerdo con estos autores el pH no afecta la remoción de iones cobre en el rango de pH entre 2,5 y 5,5 unidades pero se requiere de un exceso de reactivo colector del 10 %. Es significativo que en ambos trabajos se muestran resultados satisfactorios sin embargo, para pH inferior a 4,7 unidades se verifica la descomposición parcial del etilxantato (Iwasaki y Cooke, 1958; Rao, 1971; Tipman y Leja, 1975; Sun y Forsling, 1997) y no se hace alusión al efecto que provoca en la eficiencia del proceso. El dietilxantato de sodio, a pesar de exhibir propiedades similares y mostrar buenos resultados en la colección de cobre y zinc, su utilización como colector se limita por el costo que representa su obtención (Leja, 1982). Lazaridis et al. (1992), reportaron la aplicación de la misma técnica de flotación con etilxantato en sistemas de cobre, hierro y níquel, de forma independientes y en sus mezclas. Los resultados mostraron que el níquel se mantiene en solución para condiciones ácidas, mientras que las especies cobre e hierro flotan de forma conjunta y se incrementa gradualmente su recuperación hasta alcanzar valores máximos a partir de pH 6. De acuerdo con los autores, si el

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pH del sistema es igual a 2 unidades, los valores de recuperación se encuentran asociados con la concentración inicial de cobre, si su magnitud es baja la recuperación de cobre se reduce al 50 % y el hierro al 25 %, en caso contrario se remueve cerca del 80 %. Es posible que el resultado se asocie con la descomposición del etilxantato; su tiempo de vida media a pH 2,5 es de 120 segundos (Kakovsky, 1957). Lo cual coincide con los resultados alcanzados durante la flotación iónica de cobre a partir de aguas residuales de minas (Lazaridis et al., 2004), según las condiciones establecidas Stalidis et al. (1989) que implican alta acidez. Se obtienen resultados favorables sólo cuando se utiliza el doble de la cantidad estequiométrica de etilxantato. Los trabajos (Stalidis et al., 1989; Lazaridis et al., 1992) sobre la separación de iones cobre con etilxantato por medio de la flotación, muestran una contradicción en cuanto al valor de pH en el cual se alcanzan los valores óptimos de recuperación. Stalidis et al. (1989) plantearon que dicho resultado se alcanza en condiciones ácidas, donde el proceso es eficiente e independiente del pH, mientras que Lazaridis et al. (1992), plantean que sólo es posible lograr resultados similares para pH superiores a 6 unidades. En el tratamiento por flotación con colectores xantogenados de soluciones que contienen cobre y otros iones como zinc, hierro, cadmio, manganeso, magnesio, aluminio entre otros (Stalidis et al., 1989; Matis y Mavros, 1991; Lazaridis et al., 1992; Lazaridis et al., 2004) se verifica la separación de otros iones en condiciones ácidas, aunque en todos los casos la remoción de cobre es

superior con respecto de los demás elementos presentes. Los trabajos analizados indican la posibilidad de utilizar compuestos xantogenados como reactivo colector en el tratamiento por flotación de soluciones contaminadas con cobre y otros metales, aunque se refleja una dispersión en cuanto al valor de pH en el cual se alcanzan resultados favorables, cuando se utiliza etilxantato. Es conocido además, que el incremento de la longitud de la cadena carbonada conduce a la formación de compuestos con menor producto de solubilidad (Rao, 1971), dado por el aumento de la fuerza de enlace del grupo aniónico y el catión metálico (Ignatkina et al., 2009); elemento esencial durante la flotación iónica para garantizar la estabilidad del precipitado que se forma, en aras de lograr su separación del medio acuoso. Este elemento sugiere que para xantatos de cadenas carbonadas más largas se puedan lograr mejores resultados. Además, según de Donato et al. (1989) de acuerdo con el estudio comparativo de la cinética de descomposición entre el etilxantato y el amilxantato la cinética de hidrólisis en medios ácidos es más rápida para el etilxantato, lo cual limita su utilización si se considera que la descomposición del ión etílico ocurre en menor tiempo para dichas condiciones. 4. DESARROLLO EXPERIMENTAL 4.1. Instalación experimental Se dispuso de una instalación de flotación en columnas con características de prueba piloto. La columna de 5,5 m de alto y 9,4 cm de diámetro interno es de metacrilato transparente, en la cual se determinaron las mejores condiciones para llevar a cabo el proceso de flotación

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con amilxantato de potasio, en la figura 1 se muestra un esquema de la instalación.

Figura 1. Instalación de flotación 4.2. Metodología para la operación de la instalación En un recipiente con agitación constante se prepara un volumen de solución no menor de 2-3 veces al de la columna y se ajusta el pH de trabajo. Se añade el colector en correspondencia con la relación colector: metal y se homogeneiza durante 10 minutos, posteriormente se agrega el espumante y se mezcla durante otros 10 minutos.

Se llena la columna de flotación y se fijan las variables operacionales: flujo de

líquido y de gas que tributan a los valores de velocidad superficial del gas y del líquido. Se comienza a suministrar el flujo de aire por la parte inferior de la columna, de acuerdo con el principio a contracorriente, hasta lograr la estabilización de los flujos de gas y de líquido, la altura de la cama de espuma, y que no se manifiesten señales de turbulencia y recirculación de los flujos en el seno de a columna; en dicho intervalo de tiempo las corrientes de cola y concentrado se vierten en el recipiente de alimentación. Posteriormente se separan las corrientes y se toma la primera muestra de alimentación, colas y concentrado; simultáneamente se realiza la medición de la presión

diferencial para determinar la fracción de gas retenida.

4.3. Análisis de la composición del AMD de Mina Grande y preparación de la solución sintética para la flotación En la tabla 1 se relacionan los valores de concentración de los elementos que están presentes en el AMD de Mina Grande, las cuales tienen un pH igual a 4,5.

Tabla 1. Composición química del AMD de Mina Grande

Concentración de los iones, mg/L

Zn Ni Fe Mn Mg Pb Al Cd Cu Cr Mo V

3,96 0,057 0,066 26,6 222,7 0,206 7,48 0,051 62,0 0,036 0,093 0,008

186

Como resultado del análisis comparativo de los valores de concentración de los elementos contenidos en dicho drenaje, con relación de los valores referenciados en la norma cubana 27 (NC-27, 1999) que regula el vertimiento de residuales a las aguas terrestres y al alcantarillado aunque sólo el cobre supera los valores máximos admisibles, en la preparación de las soluciones sintéticas se tuvieron en consideración además del cobre otros elementos como el cadmio, plomo, manganeso, aluminio cuyos valores se encuentran por encima de los valores estipulados en las normas cubanas 93-02 y 251 para agua potable y vertimiento de residuales a las aguas marinas respectivamente (NC-93-02, 1986; NC-251, 2007), se incluyen además el zinc que aunque no supera el valor establecido, excede la concentración máxima deseable y el hierro cuya concentración en los análisis químicos realizados no indican se encuentra fuera del rango establecido pero debe tenerse en cuenta por las características de los minerales presentes en la región. Independientemente de la presencia de otras especies en el drenaje ácido de Mina Grande, desde el punto de vista cuantitativo los elementos seleccionados son los más representativos, el resto de las especies constituyen trazas. La utilización de soluciones sintéticas sin considerar la totalidad de los componentes presentes en el AMD de Mina Grande no invalida la aplicación de los resultados obtenidos en el tratamiento del mismo, se sientan las bases para la implementación de la flotación con amilxantato de potasio si se considera que ha sido demostrado que la tendencia de los iones es a permanecer en solución (Palasantzas, 1997; Yu et al., 2000; Markin y Volkov, 2002), estos no se

adhieren a la interfase como resultado de las interacciones de tipo electrostáticas con el agua y otros iones, las cuales incrementan la tensión superficial (Manciu y Ruckenstein, 2003 ; Frediani et al., 2004 ; Levin, 2005 ) por lo tanto no se afecta la flotación debido a la presencia de otros iones,. De acuerdo con Raatikainen (2008) en presencia de soluciones electrolíticas la tensión superficial, propiedad que incide de forma significativa en las características de la burbuja en el proceso de flotación, no disminuye, tiende a aumentar o se mantiene constante. Según Quinn et al. (2007) una alta concentración de sales en comparación con una pequeña concentración de espumante tiene un efecto similar sobre el comportamiento de las burbujas en el sistema de flotación. De acuerdo con Harris (1982) pocos mg/L de espumantes son suficientes para retardar el fenómeno de coalescencia, lo cual aporta mayor estabilidad a la espuma, en correspondencia con la disminución de la tensión superficial, efecto que se logra cuando las concentraciones de sales son altas. El incremento en la concentración de sales inhiben la coalescencia de las burbujas (Marrucci y Nicodemo, 1967 ; Lessard y Zieminski, 1971 ; Craig et al., 1993 ; Hofmeier et al., 1995; Laskowski et al., 2003; Craig, 2004) producto del aumento de la estabilidad de la película de solución que recubre las mismas (Lessard y Zieminski, 1971 ; Craig et al., 1993 ; Zahradnik et al., 1999) por lo que la presencia de sales en las aguas de Mina Grande aunque no se haya tenido en cuenta para preparar las soluciones sintéticas no deben afectar el proceso de flotación, sólo podrán interferir aquellos iones que sean capaces de formar complejos con el amilxantato que les

187

aporte la hidrofobicidad necesaria para su colección. En el caso de los metales alcalinos y alcalinotérreos, estos forman compuestos solubles por lo cual no deben interferir en el proceso, por lo que su separación con el reactivo amilxantato de potasio, mediante esta técnica presenta serias limitaciones; en tanto que los compuestos que se forman con los metales pesados son muy poco solubles (Razumov, 1981). De aquí que, la atención en el tratamiento por flotación con amilxantato se dirige a la remoción de los metales pesados presentes en el AMD de Mina Grande. 4.4. Remoción de iones por flotación de soluciones sintéticas multicomponentes Se desarrolla un diseño de experimentos del tipo factorial completo (33), con dos

réplicas por ensayo donde las variables independientes son la concentración de espumante, la velocidad superficial del gas y la relación colector: metal, cuyos niveles se relacionan en la tabla 2. En el estudio se procesaron 90 L de solución por ensayo, con un pH igual a 4,5 unidades; en un tiempo de experimentación de una hora. El pH de trabajo y la concentración de los elementos en las soluciones sintéticas que se utilizan en la flotación se corresponden con su valor en el AMD de Mina Grande.

Tabla 2. Niveles de estudio de las variables independientes

Niveles Variables independientes

Concentración de

espumante, mg/L

Velocidad superficial del

gas, Jg, cm/s

Relación

Colector: Me

Mínimo (-) 5 0,8 0,2:1

Básico 15 1 0,5:1

Máximo(+) 25 1,2 1:1

Para la selección de los niveles de la variable relación colector: metal se toma como referencia la relación estequiométrica, en su nivel mínimo sólo se tiene en cuenta el cobre como especie que se encuentra en mayor cuantía en el AMD, en el nivel máximo se tienen en cuentan todos los elementos y el el básico

se toma un valor intermedio entre ambos. Estos niveles permiten evaluar la competitividad de los iones presentes en la solución por el colector. Los niveles de la concentración de espumante se corresponden con el rango de consumo que se aplica en la flotación

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de minerales (Razumov, 1981), el valor mínimo de dicho rango se tomó como nivel mínimo en el diseño y como nivel básico el utilizado en el diseño anterior. La inclusión de esta variable en el diseño se relaciona con su influencia en las características de la dispersión, lo cual implica la necesidad de considerar la variable velocidad superficial del gas, cuyos niveles se encuentran en el rango para el cual la zona de colección de la columna manifiesta un régimen laminar (Finch y Dobby, 1990; Chen et al., 1994; Bennett et al., 1999), de acuerdo con el proceso de caracterización de la columna que se realiza previamente.  Los resultados de las pruebas experimentales son sometidos a una limpieza de datos mediante los criterios de 2σ y la t de Student. Con ayuda del paquete Statgraphics Plus 5.0 se realiza

un análisis estadístico y se obtienen los modelos matemático-estadísticos que caracterizan la remoción, por flotación iónica en columnas, de las diferentes especies presentes en las soluciones sintéticas. Este análisis contribuye a establecer las regularidades del proceso a partir de la identificación del grado de afectación de las variables en los resultados y las mejores condiciones para llevar a cabo la flotación. 4.5. Análisis de la remoción de iones de soluciones multicomponentes En las pruebas de flotación de iones cobre con amilxantato de potasio a partir de soluciones sintéticas multicomponentes se garantizó la similitud de concentración por especies con respecto de las aguas ácidas de Mina Grande, tabla 3.

Tabla 3. Rango de variación de concentración con respecto del AMD de Mina Grande

Concentración de los iones, mg/L

Elementos Cu Cd Pb Fe

Agua de Mina 62,0 0,051 0,206 0,066

Solución sintética 60,83 - 64,33 0,049 - 0,054 0,196 - 0,210 0,062 - 0,068

tcal -2,04 a 2,04 -1,57 a 2,017 -1,967 a 1,68 1,929 a 1,852

Zn Mn Al

4,0 26,6 7,48

3,979 - 4,094 25,59 - 27,03 7,446 - 7,532

-2,067 a 1,91 -2,07 a 2,07 -1,736 a 2,061

De acuerdo con los valores de la t de student calculado para cada rango de variación de concentración por elemento en dichas soluciones y el t tabulada igual

a 2,09 se demuestra que no hay diferencias significativas con respecto a la muestra patrón, AMD.

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A continuación se relacionan los modelos obtenidos como resultado del procesamiento matemático-estadístico de los resultados experimentales de la remoción de cada uno de los elementos presentes en la solución. En ellos se refleja la incidencia de variables relación colector: metal R(C:Me), velocidad superficial del líquido Jg y la

concentración de espumante c(Esp), así como sus combinaciones en los resultados de la flotación, se excluyen las interacciones de las variables que de acuerdo con el control estadístico de los valores de los coeficientes según la t de Student y una probabilidad del 90 %, no son significativos.

)1,54·c(Esp2,07·Jg-Me):12,59·R(C80,74 ++=)Cu(ξ (1)

Me)·c(Esp):R(C 2,97·)2,24·c(Esp2,15·Jg-Me):4,45·R(C43,62 +++=)Pb(ξ(2)

2,4·c(Esp)3,53·Jg-Me):2,88·R(C60,54 ++=)Cd(ξ (3)

sp)Me)·Jg·c(E:1,55·R(C-Esp)1,10·Jg·c(-c(Esp) Me)·:1,37·R(C Me)·Jg:0,88·R(C)1,00·c(Esp0,96·Jg-Me):4,27·R(C27,97 ++++=)Mn(ξ

(4)

)1,08·c(Esp1,10·Jg-Me):4,82·R(C26,87 ++=)Zn(ξ (5)

sp)Me)·Jg·c(E:0,66·R(CEsp)1,89·Jg·c( Me)·c(Esp):3,31·R(C)4,84·c(Esp2,01·Jg-Me):4,76·R(C40,39

+++++=)Al(ξ

(6)

sp)Me)·Jg·c(E:2,79·R(CEsp)2,59·Jg·c( -Me)·Jg:4,37·R(C-)1,60·c(Esp1,70·Jg-Me):5,21·R(C58,05

+++=)Fe(ξ

(7)

Los modelos describen más del 80 % de los resultados experimentales, según los coeficientes de correlación que se obtienen en cada caso. En cuanto al grado de influencia de las variables estudiadas se destaca la relación colector: metal, el incremento de la concentración de amilxantato incide favorablemente en la remoción. Es necesario resaltar que el nivel máximo de esta variable en el diseño se corresponde con la relación 1:1.

De forma similar la concentración de espumante tiene un efecto positivo, lo cual indica que el incremento del agente surfactante reduce la tensión superficial y con ello el diámetro de la burbuja. En estas condiciones se incrementa el área superficial disponible para el intercambio de masa y con ello la remoción. Los resultados indican que el incremento de la variable velocidad superficial del

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gas incide de forma negativa en la colección, a consecuencia del aumento de la turbulencia del sistema que atenta contra la estabilidad del agregado especie hidrófoba-burbuja. Dada la magnitud del coeficiente en los modelos que corresponden a las soluciones multicomponentes se registra una ligera disminución de su valor, lo cual se asocia con el incremento de la concentración de espumante. De acuerdo con los resultados experimentales de la flotación y el

análisis de los modelos matemático- estadísticos las condiciones para las que se alcanzan los mejores resultados, valores máximos de remoción, son: relación colector: metal de 1:1, velocidad superficial del gas de 0,8 cm/s y concentración de espumante de 25 mg/L. En la tabla 4 se relacionan los resultados experimentales para dichas condiciones, a partir de los cuales se puede evaluar la calidad del proceso.

Tabla 4. Resultados por elementos para las mejores condiciones de flotación

Elementos Cu Fe Cd Pb Al Mn Zn

Conc inicial, mg/L 62,0 0,066 0,051 0,206 7,48 26,6 3,96

Remoción, % 94,68 72,71 67,18 58,29 54,29 38,5 36,92

Conc residual, mg/L 3,29 0,018 0,017 0,086 3,42 16,36 2,49

Relación de concentración 18,84 3,67 3,00 2,39 2,19 1,62 1,59

Norma 27-99 < 5,0 < 0,3 1,0 < 10,0 5,0

*concentración máxima deseable La relación de concentración, determinada a partir de la relación entre su valor inicial y el residual en la solución tratada, indica que el grado de concentración de cobre es muy superior con respecto a los demás elementos presentes, lo cual está de acuerdo con la serie de flotabilidad propuesta por Chambers y Holliday (1975) para la flotación de los sulfuros de metales donde se plantea que flotaran mejor aquellos cuyos correspondientes complejos xantogenados son menos solubles, lo cual favorece la flotación de cobre.

De acuerdo con los valores de concentración residual por elementos para dichas condiciones experimentales se logra reducir la concentración de cobre por debajo del valor máximo admisible establecido por la NC 27 (NC-27, 1999), donde se regulan las especificaciones para el vertimiento de aguas residuales a las aguas terrestres y al alcantarillado. Si se comparan con los valores de concentración máxima admisible según la norma cubana 93-02 (NC-93-02, 1986) y la norma de la organización mundial del salud (OMS, 1995) donde se estipulan los estándares de calidad para el

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agua potable, se aprecia que si bien sólo para el hierro y el zinc se encuentran por debajo de estos límites, en el caso del cadmio y plomo aunque no se alcanzan los niveles para el agua potable si cumplen con la NC 251 (NC-251, 2007) que regula las especificaciones para el vertimiento de aguas residuales a la zona costera y aguas marinas; en el caso del cobre aunque su valor está cercano al límite, 2 mg/L, el ajuste de variables operacionales que conducen a un incremento en el tiempo de contacto entre las fases durante la flotación pudiera garantizar el incremento de su remoción y así cumplir con lo establecido en la citada norma, independientemente de que cumple con la NC 27 (NC-27, 1999). 5. CONCLUSIONES

Los resultados experimentales indican que la flotación iónica es una técnica factible para la remoción de cobre y otros metales presentes en la serie características del drenaje ácido de Mina Grande.

Se establecen los niveles más adecuados de las variables para llevar a cabo la remoción de cobre; relación colector: metal de 1:1, velocidad superficial del líquido y del gas 0,8 cm/s y una concentración de espumante de 25 mg/L para pH igual a 4,5 unidades; se logra la remoción de cobre del 94 % y una concentración residual por debajo del límite establecido en la norma cubana 27(NC-27, 1999).

                

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195

ADSORCIÓN EN ZEOLITA Y CARBÓN ACTIVADO PARA LA ELIMINACIÓN DE

METALES PESADOS EN MEDIO ACUOSO

ADSORCIÓN EM ZEOLITA E CARVÃO ACTIVADO PARA A ELIMINAÇÃO DE METAIS

PESADOS EM MÉDIO ACUOSO

JOSÉ DE JESÚS BERNAL-CASILLAS1, WALTER RAMÍREZ-MEDA1,

JUAN VILLALVAZO-NARANJO1

(1) Departamento de Ingeniería de Proyectos, Universidad de Guadalajara, profesores-investigadores, jbernal@dip.udg.mx

RESUMEN: La procedencia de los metales pesados en las aguas subterráneas es variada y compleja, asociada a fuentes naturales y antropogénicas. Las actividades mineras en el beneficio de metales contribuyen a la contaminación en las zonas aledañas a su ubicación, y con impactos negativos cuando no se tienen planes de control y manejo adecuados para el tratamiento de los drenajes ácidos y residuos generados durante la exploración, extracción y beneficio de minerales. La adsorción es un proceso que en el área de tratamiento de aguas contaminadas ha tenido aplicaciones exitosas. Pueden usarse materiales naturales y químicamente activados para “atrapar” moléculas de contaminantes específicos, desde compuestos orgánicos hasta aniones y cationes. Como en la mayoría de las técnicas de tratamiento de metales pesados, la especie química tiene una importancia relevante para el éxito de un proceso de tratamiento. La adsorción es altamente selectiva, por lo que es importante realizar pruebas de laboratorio previas a su aplicación en campo para determinar la factibilidad de un proceso de adsorción para eliminar metales pesados, sobre todo si provienen de los drenajes ácidos de minas donde la complejidad química puede ser un factor determinante para su éxito. En este trabajo se presentan los resultados obtenidos de usar dos materiales adsorbentes muy comunes en los tratamientos de aguas: la zeolita y el carbón activado, en experimentos de laboratorio para adsorber Pb, Cr, Cd y Ni como iones metálicos disueltos en medio acuoso. Los experimentos involucraron disoluciones multielemetales de los iones para ser sometidos al proceso de adsorción en zeolita y

196

carbón activado. Para cada experimento se presenta la cinética de adsorción y la carga de eliminación de metales por masa de adsorbente. También se discuten las ventajas y desventajas de usar la adsorción para la eliminación de metales pesados en aguas subterráneas y drenajes ácidos de minas. PALABRAS CLAVE: adsorción, metales pesados, tratamiento de agua. PALAVRAS CHAVE: adsorción, metais pesados, tratamento de água. 1. INTRODUCCIÓN Pese a las políticas ambientales enfocadas al desarrollo sustentable, las sociedades contemporáneas industrializadas requieren cada vez mayores suministros de minerales que ayuden a sustentar las diversas actividades económicas. En México la industria minera representa aproximadamente el 1.6% del Producto Interno Bruto (PIB) [1]. Esta presión mundial sobre los recursos minerales proporciona el ambiente ideal para la exploración y explotación intensiva de las minas. Los procesos de extracción y beneficios de minerales producen residuos que contienen minerales no aprovechables, los cuales pueden tener concentraciones muy variadas de metales pesados o metaloides tóxicos a la salud humana y al medio ambiente. Los materiales residuales son la principal fuente de generación de drenajes ácidos de una mina. En las condiciones hidrogeoquímicas del sitio minero los residuos pueden liberar por largos periodos de tiempo iones metálicos generados por las reacciones de óxido-reducción con el agua y el oxígeno del medioambiente. Los iones metálicos generados se liberan con mayor facilidad a valores

de pH ácidos. Estos iones son arrastrados por las lluvias, escorrentías superficiales a otros sitios, inclusive pueden ser arrastrados por kilómetros lejos de la fuente que los origina. Las características del suelo tienen un rol importante en el transporte de estos iones. Pueden ser adsorbidos por partículas orgánicas o arcillosas y contribuir a su retención y trasporte horizontal. Los suelos porosos facilitan la infiltración vertical de los iones metálicos hacia los mantos de agua subterráneos, contaminándolos de forma permanente. Aunque, el enfoque básico de una política ambiental basada en el desarrollo sustentable, debe ser le prevención de la contaminación o producción limpia, los problemas ya generados deben atacarse directamente con alguna tecnología de tratamiento de aguas contaminadas o de remediación de suelos contaminados. El presente trabajo tiene como objetivo analizar el uso de carbón activado y zeolita como adsorbentes para la eliminación de Pb, Cr, Cd y Ni en disolución acuosa multielemental [2], tal y como podría presentarse en algún caso de agua subterránea contaminada por drenajes ácidos de minas. Los métodos para eliminar metales pesados de las aguas residuales pueden

197

agruparse en dos categorías, métodos de recuperación y métodos de eliminación. Los métodos de recuperación son métodos de tratamiento usados con el propósito de recuperar o regenerar los metales de los procesos que pudieron perderse en las aguas residuales o residuos. En este grupo podemos mencionar la evaporación, el intercambio iónico, recuperación electrolítica, electrodiálisis y ósmosis inversa. Los métodos de eliminación que se emplean para metales pesados u otros contaminantes de aguas residuales, permiten descargarlas en cuerpos de agua naturales o reusarlas en otras actividades humanas. En estos métodos se incluyen la oxidación-reducción química, la precipitación de hidróxidos y sulfuros, sedimentación, filtración con tierra de diatomáceas, filtración con membrana, filtración en cama granular, adsorción, tratamiento con xantato de almidón insoluble y flotación. 2. ELIMINACIÓN DE METALES POR ADSORCIÓN El proceso de adsorción consiste, en términos generales, en la captación de sustancias solubles presentes en la interfase de una disolución. Esta interfase puede hallarse entre un líquido y un gas, un sólido, o entre dos líquidos diferentes. Los fenómenos de adsorción pueden clasificarse en dos grandes grupos: adsorción química o específica, o adsorción física o inespecífica. En la mayoría de los casos, la adsorción química es básicamente permanente, mientras que la adsorción física es fácilmente reversible. La adsorción química limita el transporte y fija los contaminantes [3]. La adsorción es altamente selectiva. La cantidad adsorbida depende en gran medida de la naturaleza y del tratamiento

previo al que se hayan sometido la superficie del adsorbente, así como de la naturaleza de la sustancia adsorbida. Al aumentar la superficie de adsorbente y la concentración de adsorbato, aumenta la cantidad adsorbida. Es un proceso rápido cuya velocidad aumenta cuando aumenta la temperatura, pero desciende cuando aumenta la cantidad adsorbida. El proceso de adsorción tiene lugar en cuatro pasos más o menos definidos: el primer paso es el transporte a través de la disolución, el segundo paso es el transporte por difusión en la película de líquido a la entrada de los poros, el tercer paso es el trasporte por los poros a la superficie del adsorbente, y el cuarto paso es la adsorción (sorción) del material en algún sitio disponible [3]. El uso del término sorción se debe a la dificultad de diferenciar la adsorción física de la adsorción química, y se emplea para describir el mecanismo por el cual la especie química se adhiere al material adsorbente. O cuando no es posible distinguir entre la adsorción y la absorción, procesos que con frecuencia suelen tratarse en conjunto. 2.1. Cinética de adsorción Para estudiar la cinética de adsorción de un metal se requiere saber la cantidad de metal adsorbido (qt) en mg g-1 de adsorbente a un tiempo “t” que se calcula con la Ecuación 1 [4].

( )s

tot m

VC-Cq =

Ecuación 1 Donde Co y Ct son las concentraciones del metal en mg L-1 inicial y a un tiempo “t”, respectivamente; V es el volumen de solución o muestra a tratar en L; y, ms es el peso de adsorbente en g.

198

El estudio de la cinética de adsorción describe la velocidad de asimilación del soluto y evidentemente esta velocidad controla el tiempo de residencia de la asimilación del adsorbato en la interfase sólido-disolución. La cinética de adsorción en un adsorbente puede analizarse al aplicar el modelo de pseudoprimer orden de Lagergren, el modelo de pseudosegundo orden de Ho, el modelo Elovich y/o el modelo de difusión intrapartícula [4]. En este estudio sólo se aplicarán los primeros dos modelos mencionados. 2.1.1. Cinética de pseudoprimer orden La ecuación de pseudoprimer orden de Lagergren se expresa generalmente como se muestra en la Ecuación 2 [4]

( )te1t q-qk

dtdq

=

Ecuación 2 Donde “qe” y “qt” son las capacidades de adsorción en el equilibrio y en el tiempo “t”, respectivamente en mg g-1. “k1” es la constante de velocidad de adsorción de pseudoprimer orden, en L min-1. La forma integrada se presenta en la Ecuación 3 [4].

( ) ( ) t2.303

kqlogq-qlog 1ete −=

Ecuación 3 Los valores de “log(qe-qt)” se correlacionan linealmente con “t”. La gráfica de “log(qe-qt)” contra “t” debe dar una relación lineal donde “k1” y “qe” pueden determinarse a partir de la pendiente y el intercepto de la gráfica, respectivamente.

2.1.2. Cinética de pseudosegundo orden La ecuación cinética de adsorción de pseudosegundo orden de Ho, se expresa como en la Ecuación 4 [7].

( )2te2t q-qk

dtdq

=

Ecuación 4 Donde “k1” es la constante de velocidad de adsorción de pseudosegundo orden, en g mg-1 min-1. La Ecuación 5 es la forma de velocidad integrada para una reacción de pseudosegundo orden, esta ecuación puede acomodarse para obtener la forma lineal como se muestra en la Ecuación 6.

( ) ktq1

q-q1

ete

+=

Ecuación 5

( )tq1

qk1

qt

e2e2t

+=⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛

Ecuación 6 Si la velocidad de adsorción, “h” (mg g-1 min-1) es como se expresa en la Ecuación 7.

2e2qkh =

Ecuación 7

Entonces las Ecuaciones 6 y 7 se transforman en:

( )tq1

h1

qt

et

+=⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛

Ecuación 8 La gráfica de “t/qt” y “t” de la Ecuación 8 debe expresar una relación lineal, de la cual puede obtenerse “qe” y

199

“k2” a partir de la pendiente y el intercepto de la gráfica, respectivamente. 2.2. Equilibrio entre mezclas Existen cinco maneras comunes de tratar con las mezclas, es decir, más de una especie en adsorción según Knaebel [8]. La primera, algunas veces equivocada es pretender que la mezcla consiste sólo del componente que se adsorbe en mayor cantidad. La segunda aproximación, es tratar las especies de forma independiente, es útil y preciso cuando un acarreador no adsorbente contiene contaminantes muy diluidos, este modelo es sencillo porque sólo se necesita la isoterma de un componente puro. La tercera forma fue desarrollada por Tien (citado en [8]) y sus colaboradores y se llama “agrupación de especies”. La idea es tratar con una mezcla, de por ejemplo, diez componentes e identificar dos o tres componentes (algunas veces ficticios) que representen al grupo completo. Esto reduce la complejidad, ahorra tiempo y dinero, y es más o menos preciso si sólo se requiere una respuesta aproximada. Requiere de datos de algunas de las isotermas de los componentes puros para saber cómo agrupar las especies. El cuarto método es usar una de varias ecuaciones empíricas de isotermas que cuentan con un elemento de adsorción “competitiva” de los componentes relevantes. Este método requiere de los datos de las isotermas de los componentes puros y de las isotermas de la mezcla. Depende de la ecuación que se seleccione, el análisis y el ajuste de los datos están más involucrados pero no completamente. Si es posible aplicar este método los resultados son compactos y relativamente simples de usarse en el diseño o la simulación. Algunas de las ecuaciones para mezclas son: la ecuación

de la Ley de Henry para mezclas, la ecuación de Markham-Benton, la ecuación de Schay, la ecuación de Yon-Turnock, la ecuación de Sips-Yu-Neretnicks y la ecuación de Redlich-Peterson-Seidel [8]. El quinto método, es un método de campo más que un método conciso, ya que incorpora varios métodos y están agrupados en “formas de mezclas adsorbidas”. Básicamente este método trata las mezclas adsorbidas (que contienen un componente que sólo puede ser inferido) de la misma manera de cómo el líquido es tratado cuando se hacen cálculos de equilibrio líquido-vapor. Un modelo de mezclas se usa para tomar en cuenta las interacciones que pueden ser tan simples como la ley de Raoult o como la ecuación de Wilson. Estas corresponden a grosso modo a los modelos de solución ideal adsorbida y solución libre, respectivamente. Se requieren de los datos de equilibrio del componente puro y la mezcla. El aspecto no afortunado es que todas las versiones requieren de integración y de procedimientos iterativos para encontrar las raíces. Esto añade complejidad al diseño y a las rutinas de simulación, la cuales pueden resolverse con un sistema de ecuaciones diferenciales parciales. Sin embargo, puede que sean el único camino para respuestas con precisión aceptable. Sería cómodo si se pudiera seleccionar los adsorbentes para eliminar ambos aspectos, pero generalmente el adsorbente es sólo un cómplice y no una causa de la complejidad [8]. 2.3. Adsorbentes En la naturaleza existen materiales que por sus propiedades fisicoquímicas son candidatos potenciales para usarse como adsorbentes. Algunos de estos materiales

200

no necesitan someterse a ningún tipo de proceso químico para que puedan adsorber contaminantes (de origen orgánico o inorgánico). Pero en los procesos químicos de activación han demostrado, en muchos casos, aumentar la capacidad de adsorción. Con frecuencia es importante saber la adsorción de un soluto disuelto en una superficie adsorbente como una función del área superficial base. Esto permite comparaciones de los efectos de los tipos de grupos funcionales en la superficie en la adsorción [8]. El área superficial específica (m2 kg-1) se determina generalmente al mirar la cantidad de pequeñas moléculas adsorbidas en las superficies del material adsorbente. El área superficial se mide por diferentes técnicas operacionales, las cuales dan típicamente valores diferentes para el área superficial de una muestra específica. 2.3.1. Zeolitas. Las zeolitas se refieren a un grupo de minerales hidroaluminosilicatos con estructuras atómicas porosas. Son silicatos estructurales o tectosilicatos en los cuales el silicio y el aluminio están unidos a cuatro átomos de oxígeno en un arreglo tetraédrico, y todos los cuatro átomos de oxígeno son compartidos con otro tetraedro. En otras palabras el tetraedro está completamente entrelazado. El arreglo tetraédrico en las zeolitas da como resultado grandes espacios abiertos, o cargados, típicamente de 3 a 8 ángstrom transversales, muchos de los cuales están conectados para formar canales continuos que se extienden a través de todo el cristal. Debido a la sustitución del Al+3 por el Si+4 en la estructura tetraédrica de las zeolitas, hay una carga negativa neta que se balancea con cationes cargados

positivamente tales como Na+1, K+1, Ca+2 y Ba+2 que residen en las jaulas y canales de la estructura. Las moléculas de agua también pueden residir en estos canales y pueden eliminarse por calentamiento sin daño a la estructura del cristal [5]. El origen del término zeolita (el cual viene del griego zeo, hervir, y lithos, piedra) se deriva de la propiedad de perder rápidamente agua y parecer que hierve cuando se calentaban estas estructuras abiertas. El término fue acuñado en 1756 por el mineralogista sueco Axel Fredrick Cronstedt, quien encontró la estilbita, la primera zeolita reconocida. A diferencia de las moléculas de agua, la eliminación de iones tales como Na+1 o K+1, los cuales juegan un rol en el balanceo de la carga negativa en la estructura tetraédrica, tiene un efecto desestabilizante en la estructura. Sin embargo, debido que los canales permiten el movimiento fácil de los iones y moléculas residentes hacia dentro y fuera de la estructura, el Na y el K pueden eliminarse de forma estable si se añaden otros iones de la misma carga en su lugar. Esta propiedad es conocida como intercambio catiónico y es una de las mayores propiedades de las zeolitas que se capitalizan comercialmente. El intercambio catiónico en las zeolitas es también usado en limpieza de desechos industriales, control de olores y acondicionamiento de suelos. El intercambio puede ocurrir entre los iones residentes de sodio y potasio por otros iones o moléculas, esto depende del tamaño de la molécula a intercambiar y el tamaño de los canales en la zeolita usada. En general, pueden actuar como cedazos al capturar moléculas relativamente pequeñas y permitir a las más grandes fluir libremente. Los cedazos moleculares de zeolita también pueden segregar

201

moléculas del mismo tamaño pero de diferentes características eléctricas [9]. 2.3.2. Carbón activado El proceso de generación del carbón activado comienza con la selección de la fuente de carbón crudo. Estas fuentes se seleccionan con base en las especificaciones del diseño, ya que diferentes fuentes producen carbón activado con propiedades diferentes. Algunas de estas fuentes comunes son la madera, el aserrín, lignito, turba, hulla, cáscara de coco, y residuos del petróleo. Las características importantes en la selección de los tipos de carbón incluyen la estructura del poro, el tamaño de partícula, el área superficial total y el espacio vacío entre las partículas. Después de la selección de una fuente, se hacen las preparaciones para su uso. Estas preparaciones con frecuencia incluyen: deshidratación, carbonización y activación. La deshidratación y la carbonización involucran un calentamiento lento de la fuente en condiciones anaerobias. Sustancias químicas como el cloruro de zinc y ácido fosfórico pueden usarse para mejorar estos procesos. El estado de activación requiere exposición a sustancias químicas adicionales u otros agentes oxidantes como una mezcla de gases. Según las especificaciones del proceso y de la fuente de carbón, el nuevo carbón activado puede clasificarse de acuerdo a su densidad, dureza y otras características. El carbón gastado, se elimina y se envía para aplicarle un tratamiento de reactivación. Este se hace principalmente con el carbón activado granular ya que el carbón activado en partículas es demasiado pequeño para ser reactivado efectivamente. Este proceso permite la recuperación de aproximadamente el 70% del carbón

original. Este porcentaje es bueno para cualquier tipo de equipo de proceso. El carbón reactivado se mezcla con una porción de carbón nuevo para obtener una eficiencia mayor y después regresarlo a la planta de proceso [6]. La superficie típica de una carbón activado es de aproximadamente 1 000 m2 g-1. Pero, diferentes tipos de carbón activado pueden dar otras características. El carbón activado está disponible en un tamaño de partícula desde 30 a 50 mallas. El tamaño de malla más fino da el mejor contacto y la mejor eliminación, pero a expensas de un aumento en la caída de presión. Los dos principales mecanismos por los cuales el carbón activado elimina los contaminantes del agua son adsorción y reducción catalítica. En la mayoría de los casos, los compuestos orgánicos son eliminados por adsorción y los desinfectantes residuales se eliminan por reducción catalítica. La mayoría de los compuestos orgánicos son menos solubles y más fácilmente adsorbidos a pH bajo. Conforme el pH aumenta, la eliminación disminuye [10]. Una característica de los diferentes tipos de carbón es que tienen grupos orgánicos superficiales que se forman por oxidación a lo largo de la vida el carbón, desde el proceso de carbonización, durante el enfriamiento y mientras se almacena y usa. Estos grupos pueden tener carácter ácido o básico, dependen de las etapas mencionadas. En el caso de la adsorción, es más común que sea por mecanismos físicos en los que no existe intercambio de electrones entre el adsorbente y el adsorbato, lo que permite que el proceso sea reversible. El carbono sólido actúa como adsorbente debido al desequilibrio de fuerzas en la superficie que existe entre sus placas graníticas. El desequilibrio es causado por las llamadas

202

fuerzas de London que son las más comunes dentro de seis tipos de fuerzas de Van der Waals. Por otro lado, la quimisorción es un fenómeno menos frecuente en el carbón activado, que suele ser irreversible debido a que ocurren modificaciones en las estructuras químicas del adsorbente y el adsorbato. Tal es el caso de la oxidación que origina a los grupos orgánicos en la superficie del carbón. En general, el carbón no adsorbe más de dos o tres capas de moléculas [11]. 2.4. Regulación mexicana en materia de metales pesados en aguas En México existen normas para el control de las descargas de aguas residuales y aguas para su uso y consumo humano. Cada una de estas normas contempla, entre los parámetros de control a los metales pesados. La norma NOM-001-SEMARNAT-1996 establece los límites máximos permisibles (LMP) de contaminantes en las descargas de aguas residuales en aguas y bienes nacionales, y que establecen el control con base en el cuerpo de agua que recibe y su aplicación. Los LMP están establecidos de acuerdo al uso o disposición final que tendrá el agua, ríos para uso agrícola, uso humano o protección a la vegetación, embalses naturales, aguas costeras, humedales naturales y riego directo a suelo. Por lo que pueden encontrarse varios LMP para un mismo metal. Con esta perspectiva, los LMP más bajos encontrados en la norma para los metales en estudios son: 0.1 mg L-1 para Cd, 0.5 mg L-1 para Cr, 2.0 mg L-1 para Ni y 0.2 mg L-1 para Pb. 3. MÉTODOS Y MATERIALES Para estudiar la velocidad y propiedades de adsorción de la zeolita y el carbón activado se realizaron una serie de

experimentos con una disolución multielemental de metales pesados disueltos en agua bidestilada. La disolución madre se diluyó como se fue requiriendo para obtener disoluciones estándar de cada metal. En los experimentos de cinética sólo se aplicó a la disolución de sales para estudiar las propiedades básicas de adsorción. Se analizó el contenido inicial de metales en los dos adsorbentes para detectar posibles interferencias positivas en la cuantificación de los metales. 3.1. Disoluciones de iones metálicos Disolución en agua bidestilada de Pb(II), Cr(III), Cd(II) y Ni(II) en las concentraciones requeridas para cada experimento (con el propósito de tener una referencia de comparación), parte de una disolución madre multielemental de 100 mg L-1 en cada uno de los metales. La disolución madre se preparó a partir de las siguientes sales grado reactivo: nitrato de cromo Cr(NO3)3•9H2O pureza 98.5%; nitrato de cadmio Cd(NO3)2•4H2O pureza 99%; níquel metálico en polvo Ni, pureza 99.5%; y nitrato de plomo Pb(NO3)2 pureza 99.3%. A la solución madre se agregó 1 mL de ácido nítrico grado reactivo para evitar la hidrólisis y precipitación de los metales 3.2. Cuantificación de metales Las concentraciones de metales pesados analizados en este trabajo se realizaron con el método de Espectroscopía de Emisión Atómica en Plasma Acoplado Inductivamente (EEA-PAI). Con el equipo ICP Iris Intrepid de Thermo ElementalTM de óptica dual (Figura 1), con una resolución de 0.0009 nm, y controlado con el programa para computadora TEVA 1.1\1.01.0TM que trabaja en ambiente Windows 2000TM.

203

Las longitudes de onda (Tabla 1) para la cuantificación de la concentración de los metales pesados se seleccionaron con base en las recomendaciones del Método 6010B de la United States Environmental Protection Agency (USEPA) y la experiencia laboral del personal del Laboratorio del Centro de Estudios y Proyectos Ambientales del Departamento de Ingeniería de Proyectos de la Universidad de Guadalajara. Tabla 1. Longitudes de onda recomendadas y límites de detección instrumental (LDI). Metal Longitud de

onda, nm

LDI, μg L-1

Cadmio 226.502 0.1 Cromo 267.716 3.5 Plomo 220.353 1.4 Níquel 231.604 4.9

Figura 1. Equipo ICP Iris Intrepid de Thermo ElementalTM de óptica dual

3.3. Área superficial de los absorbentes El área superficial de los materiales usados como adsorbentes se determinó de dos formas. La primera con el dato de la hoja técnica proporcionada por el fabricante para los materiales comercialmente disponibles de carbón activado y zeolita.

Para la segunda forma se determinó el área superficial con la isoterma BET (Brunauer, Emmet y Teller), cuyo método está basado en la adsorción de nitrógeno líquido (N2) y helio (He) en concentración de 30% y 70% respectivamente sobre el material. Debido a su tamaño y sus interacciones débiles el N2 sólo se adsorbe en las superficies externas. Se usó un Porosímetro SA-9600 Surface Area Analyzer Horiba™. 3.4. Cinética de adsorción Las pruebas de adsorción se realizaron por lotes en un equipo Enviro-Shaker OrbitTM de Lab-Line Instruments, con un control de agitación y temperatura en cámara y 16 plazas para matraces Erlenmeyer. Como adsorbentes a probar se seleccionaron por sus posibles propiedades de adsorción: a) Carbón activado comercial de origen vegetal, CAS 7440-44-0, Número de catálogo 55615 (Hycel de México™, Zapopan, Jalisco, México). b) Zeolita artificial comercial, CAS 1318-02-1, Número de catálogo 96096 (Fluka BioChemica™, Italy). Un primer grupo de experimentos se diseñó para establecer la cinética de adsorción en cada uno de los materiales. Se desarrollaron seis experimentos con cuatro matraces de prueba cada uno, en cada experimento se prueba un adsorbente y una concentración de metales inicial de aproximadamente 10 mg L-1 con la disolución sales. A cada matraz se le agregó 0.2±0.01g de adsorbente y se mantuvo la temperatura en 35±2°C. Se aplicó una agitación suave de 160 rpm. A los 15, 60, 180 y 1260 minutos se sacaba un matraz, se filtraba la disolución haciéndola pasar a través de un filtro de fibra de vidrio y se analizó la

204

concentración final de metales pesados por EEA-PAI. Con los datos obtenidos se aplicaron los modelos cinéticos de adsorción de pseudoprimer orden y pseudosegundo orden (Ecuación 3 y Ecuación 4, respectivamente) para explicar el comportamiento de la velocidad de adsorción para cada metal. Con la curva de la cinética para cada uno de los metales se determinó el tiempo de equilibrio para realizar las isotermas. El análisis estadístico de regresión lineal por mínimos cuadrados, así como la interrelación entre la concentración y el tiempo, con Análisis de varianza (ANDEVA), se efectuó con ayuda del programa Excel™ para Windows™. 4. RESULTADOS Esta sección está los resultados obtenidos en los análisis preliminares de los materiales adsorbentes, los datos experimentales de la cinética de adsorción ajustados al modelo general y al modelo de pseudosegundo orden el cual estadísticamente demostró ser la ecuación con mayores coeficientes de determinación (r2). No se presentan los resultados con el ajuste de pseudoprimer orden ya que estadísticamente no fue el modelo más apropiado. 4.1. Análisis preliminares a los materiales adsorbentes Los resultados de los análisis previos hechos al carbón activado y a la zeolita están resumidos en la Tabla 2. Es de importancia resaltar que los dos materiales adsorbentes tiene Ni y Cr presente y el cual se tomará en cuenta para la experimentación, compensándolo del concentración de Ni y Cr añadida para la cinética de adsorción. El pH de los adsorbentes en mezcla acuosa es importante, ya que

como se muestra en los experimentos de adsorción, el carbón activado modificó el pH original de algunas muestras. Con respecto al área superficial, existe una diferencia entre los valores reportados por los fabricantes y el analizado en este trabajo, son más bajos los reportados por los fabricantes. Esta diferencia puede deberse principalmente al método usado para determinar el área superficial, el área BET para este proyecto se determinó con el mismo método para todas muestras. En cambio no se conoce cuál fue el método usado por cada uno de los fabricantes de los adsorbentes. Tabla 2. Resultados de análisis efectuados a

los materiales adsorbentes. Parámetro Adsorbente

Carbón activado

Zeolita

Cd, mg kg-1 <0.0044 <0.0044 Cr, mg kg-1 12.7550 <0.1649 Ni, mg kg-1 3.7710 0.7113 Pb, mg kg-1 <0.0610 <0.0610 Densidad aparente, g cm-3

0.31 0.69

Densidad relativa

0.53 --

Tamaño medio de partícula, mm

0.15 0.045

Área superficial, m2 g-1 (fabricante)

600 1 000

Área superficial, m2 g-1 (BET)

1 307.98 153.33

4.2. Cinética de adsorción El estudio de cinética de adsorción describe la velocidad de adsorción del metal y evidentemente esta velocidad controla el tiempo de residencia de la adsorción del adsorbato en la interfase

205

sólido-disolución. La cinética de adsorción de los cuatro metales se analizó con los modelos cinéticos de pseudoprimer orden y pseudosegundo orden a la muestra de disolución de sales en su pH original inicial de 3.73. Este estudio permite determinar la posible capacidad de un material para ser usado como adsorbente. Para el modelo de pseudoprimer orden es necesario suponer el valor de la capacidad de adsorción en equilibrio, “qe”, para todos los casos se toma a los 1260 min de contacto, valor de tiempo obtenido en los experimentos de cinética. En la Figura 2 están graficados las cantidades de cada uno de los cuatro metales adsorbidos en carbón activado y zeolita. Aquí puede apreciarse con claridad que el Pb(II) tanto en carbón activado como en zeolita tienen los valores más altos de adsorción, seguidos del Cd(II) y el Cr(III) en carbón activado.

0

0.5

1

1.5

2

2.5

3

0 200 400 600 800 1000 1200 1400

qt, mg g‐1

t, min

Cinética de adsorciónZE: Zeolita; CA: Carbón activado

Pb(CA)Pb(ZE)Cd(CA)Cr(CA)Ni(CA)Cr(ZE)Cd(ZE)Ni(ZE)

Figura 2. Cantidades de metal adsorbido

“qt” con respecto al tiempo para los 4 metales en carbón activado y zeolita.

4.2.1. Cinética de adsorción en el carbón activado En la Tabla 3 se muestran los cambios de concentración de los cuatro metales con respecto al tiempo de contacto con carbón activado. Al tiempo t=0 se tiene la concentración inicial (Co) del ion metálico. En estos resultados se puede apreciar que el Pb(II) (10.9058 mg L-1,

t=0 min) se adsorbió completamente en el primer periodo del experimento, esto es, antes de los 15 min de contacto (<0.0014 mg L-1, t=1260 min). De forma análoga el Cr(III) se adsorbió completamente; y el Cr(III) (<0.0035 mg L-1) antes de los 180 min de contacto. El Ni(II) en el carbón activado tuvo un cambio de concentración de 5 mg L-1 hasta los 15 min del experimento, a partir de este tiempo la concentración permaneció casi constante. Estos resultados ya tienen la compensación de la concentración encontrada en el adsorbente.

Tabla 3. Resultados de la cinética de adsorción de los metales pesados en carbón

activado. Tiempo (t), min

Concentración en disolución a tiempo (Ct), mg L-1

Pb Cr Cd Ni 0 10.90

58 9.025

0 9.1403

9.8977

15 <0.0014

0.3371

0.0835

5.2197

60 <0.0014

0.0157

0.0226

4.8267

180 <0.0014

<0.0035

0.0194

5.0277

1260 <0.0014

<0.0035

0.0103

4.1995

En la Figura 3 está graficado el ajuste al modelo de pseudosegundo orden de la cinética de adsorción de los cuatro metales en estudio. Las pruebas estadísticas mostraron que este modelo de pseudosegundo orden se ajustaba a los datos experimentales, a diferencia del modelo de pseudoprimer orden que no pasó la prueba de hipótesis sobre la pendiente igual a cero aplicando el estadístico F de Fisher-Snedecor.

206

0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

0 200 400 600 800 1000 1200 1400

t qt‐1, g min mg‐1

t, min

Adsorbente carbón activado

Pb Cr Cd Ni

Figura 3. Ajuste al modelo de

pseudosegundo orden de adsorción de los cuatro metales pesados en carbón activado.

Tabla 4. Valores de las constantes del

modelo cinético de pseudosegundo orden y el coeficiente de determinación (r2) para el

carbón activado. Metal qe k2; g

mg-1 min-1

r2

Pb 2.726 ∞ 1.0000 Cr 2.256 1.779 0.9999 Cd 2.282 3.150 1.0000 Ni 1.437 0.049 0.9997 Los valores reportados en la Tabla 4 representan las constantes de la ecuación cinética de pseudosegundo orden en carbón activado. Los valores de la constante de determinación (r2) y ANDEVA confirman el ajuste al modelo. El valor “∞” para la constante “k2” del modelo es debido a que los últimos valores de concentración estuvieron por debajo del límite de detección para el Pb. 4.2.2. Cinética de adsorción en la zeolita. En la Tabla 5 se muestran los cambios de concentración de los cuatro metales pesados con respecto al tiempo de contacto con zeolita artificial, graficados en la Figura 3. En los resultados se aprecia que los valores en disolución de

Ni(II), el cambio de concentración no sobrepasa 2 mg L-1. El Cr(III) y el Cd(II) sólo muestran una disminución importante en su concentración en disolución durante los primeros 15 min de contacto, disminuyendo en promedio sólo 1 mg L-

1. El Pb(II) fue el único metal que tuvo una variación de concentración con respecto al tiempo desde 10.9058 mg L-1 (t=0 min) hasta <0.0014 mg L-1 (t=1260 min).

Tabla 5. Resultados de la cinética de adsorción de los metales pesados en zeolita.

Tiempo (t), min

Concentración en disolución a tiempo (Ct), mg L-1

Pb Cr Cd Ni 0 10.905

8 9.025

0 9.140

3 9.897

7 15 1.0168 7.613

0 8.033

3 9.027

7 60 0.3250 7.381

0 7.770

3 8.883

7 180 0.0336 7.300

0 7.753

3 9.016

7 1260 <0.00

14 7.029 7.524

3 8.979

7

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

0 200 400 600 800 1000 1200 1400

t qt‐1, g min mg‐1

t, min

Adsorbente zeolitaPb Cr Cd Ni

Figura 4. Ajuste al modelo de

pseudosegundo orden de adsorción de los cuatro metales pesados en zeolita.

De forma similar, el modelo de cinética de adsorción que estadísticamente se ajustó a los datos

207

experimentales con la zeolita confirma el modelo de pseudosegundo orden. Para discriminar al modelo de pseudoprimer orden se aplicó una prueba de hipótesis sobre la pendiente igual a cero aplicando el estadístico F de Fisher-Snedecor.

Tabla 6. Valores de las constantes del modelo cinético de pseudosegundo orden y el

coeficiente de determinación (r2) para la zeolita.

Metal qe k2; g mg-1 min-1

r2

Pb 2.729 0.256 0.9999 Cr 0.504 0.121 0.9998 Cd 0.408 0.149 0.9998 Ni 0.229 7.194 0.9999 El ajuste de los datos de adsorción en zeolita dan como resultado los valores principales de la ecuación cinética de pseudosegundo orden (Tabla 6). Al igual que en el carbón activado ANDEVA y el coeficiente de determinación confirman el uso de este modelo de velocidad. El análisis de los resultados de la mezcla de iones metálicos se hizo con base en el segundo criterio expuesto al inicio de este trabajo, es decir, tratar cada una de las especies de la mezcla complejo de forma independiente. Está fuera de los objetivos de este trabajo proponer algún modelo en el cual se considere la interacción y competencia de los iones metálicos como mezcla. No se consideró realizar experimentos independientes para cada ion metálico porque también se quería obtener una base experimental del comportamiento en mezcla de los iones metálicos. De esta forma, se inició con una concentración inicial teórica de 10 mg L-1

de cada ion metálico, misma que fue confirmada con un análisis por EEA-PAI. En general, el carbón activado logró reducir a la concentración inicial del Pb(II), Cr(II) y Cd(II) por debajo de los LMP establecidos por la normatividad mexicana de 0.2 mg L-1, 0.5 mg L-1 y 0.1 mg L-1, respectivamente. La concentración final de Ni(II) al final del experimento no cumple con los límites de la normatividad. En los experimentos de adsorción en zeolita sólo se obtuvieron concentraciones finales que cumplieran con los LMP de la normatividad para el Pb(II). La adsorción de los iones Cd(II), Cr(III) y Ni(II) fue muy limitada, por lo que no se recomienda para tratamiento en campo. Los drenajes ácidos de las minas y la contaminación potencial a los cuerpos de agua naturales pueden crear ambientes acuosos con iones metálicos en disolución, tal como el descrito en este trabajo experimental. Al considerar la adsorción como una alternativa para la eliminación de metales pesados es necesario considera la principal característica del proceso: es selectivo. Además de las condiciones operacionales particulares de la tecnología aplicable en campo. En este trabajo se demostró que el carbón activado es una de las mejores opciones para la eliminación de plomo, cadmio y cromo. A diferencia de la zeolita que demostró ser más selectiva para ciertos metales.

208

6. CONCLUSIONES

Este trabajo de investigación evaluó la capacidad, a nivel laboratorio, de tratamiento de agua de un carbón activado y una zeolita comerciales para eliminar iones metálicos (plomo, cadmio, cromo y níquel) en disolución por medio de la adsorción. La mejor opción de tratamiento en este experimento fue el carbón activado para disminuir la concentración de plomo, cadmio y cromo hasta niveles por debajo de LMP de las norma mexicanas. La zeolita presentó un comportamiento más selectivo de adsorción, disminuyendo sólo la concentración del plomo hasta niveles de LMP o menores. La eliminación de metales con adsorción no genera lodos, ni aumenta la conductividad final de la muestra, a menos que el pH deba ser modificado

para optimizar el proceso. Pero su aplicación puede ser limitada porque si el adsorbente tiene una capacidad de eliminación baja, se requerirá una masa total mayor del mismo para bajar las concentraciones del metal hasta los niveles requeridos. El principal residuo generado por el proceso de adsorción es el adsorbente gastado, que se caracteriza por ser un residuo peligroso por toxicidad, y cuyo manejo y confinamiento debe hacerse bajo la normatividad aplicable. La aplicación de este proceso a contaminación generada por minas debe estar sometida a pruebas piloto y la caracterización de otros parámetros importantes, como son la reversibilidad de la adsorción, el diseño y el costo de la tecnología para uso en campo.

REFERENCIAS [1] CÁMARA MINERA DE MÉXICO -CAMIMEX. La industria minera en México. México. D.F. Estadísticas en línea. Mayo de 2006. [2] BERNAL-CASILLAS, J. DE J. Estudio comparativo entre métodos fisicoquímicos para la eliminación de metales pesados contenidos en aguas residuales. Tesis Doctoral. Guadalajara, Jalisco, México. Universidad de Guadalajara. Diciembre de 2006.

209

[3] METCALF & EDDY, INC. Wastewater Engineering. Treatment and Reuse. Fourth Edition. International Edition. McGrawHill. 2003. [4] DEMIRBAS, ERHAN; et. al “Adsorption kinetics for the removal of chromium VI from aqueous solutions on the activated carbons prepared from agricultural wastes”. Water SA. Volume 30. Number 4. Octubre 2004. [5] EYDE, T.H.. “Zeolites”. Mining Engineering. Volume 56. Number 6. USA. June 2004. [6] KVECH, STEVE Y TULL, ERIKA. “Activated carbon”. Water Treatment Primer. Environmental Information Management. Civil Engineering Department. Virginia Tech. USA. 2000. [7] HO, Y.S. Y MCKAY, G. “A comparison of chemisorption kinetic models applied to pollutant removal on various sorbents”. Trans IChemE. Institution of Chemical Engineers. Volume 76. Part B. Hong Kong. Noviembre 1998. [8] KNAEBEL, KENT S. Adsorbent selection. Adsorption Research, Inc. Technical Report. (Formato electrónico). Dublin, Ohio. EUA. www.adsorption.com/ publications/ AdsorbentSel1B.pdf. Octubre 2002 consulta. [9] RAKOVAN, JOHN. “Word to the wise: zeolite”. Rocks Miner. Volume 79. Number 4. August 2004. [10] DESILVA. “Activated Carbon Filtration”. Water Quality Products Magazine. Water & Wastes Digest. www.wwdmag.com/wwd/ index.cfm/powergrid/rfah=%7Ccfap=/CFID/81070/ CFTOKEN/34526778/fuseaction/ showArticleSearchResults/tegoryIDList/ 159. January 2000. [11] GROSO C., GERMÁN. El carbón activado granular en el tratamiento del agua. Aconcagua Ediciones y Publicaciones. México. 1997.

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211

INVESTIGACIÓN PARA EL TRATAMIENTO PASIVO DE LOS EFLUENTES DE METALES

PESADOS SOCIEDAD MINERA CORONA – EX – UNIDAD DE PRODUCCIÓN CAROLINA I

JAIME ALBERTO HUAMÁN MONTES

Dr. Ingº de Minas, Profesor Principal, Vicerrector Académico de la Universidad

Nacional de San Cristóbal de Huamanga Ayacucho Perú

E-mail jhuamanmontes @yahoo.com.mx

RESUMEN

La Ex – Unidad Minera Carolina I de la Sociedad Minera Corona S.A., se encuentra ubicado en el paraje Coymolache, en el vertiente oriental de la cordillera occidental, aproximadamente de 3,508 s.n.m. en el Departamento de Cajamarca, Provincia de Hualgayoc, distrito de Hualgayoc que inicio sus operaciones desde el año 1974 hasta 2005 minería subterránea polimetálica, en el año 2006, debido a las protestas de la comunidades de la zona el Ministerio de Energía y Minas MEM realizó el catastro de las áreas contaminadas alrededor de 300 áreas contaminadas de toda la concesión minera, mientras que los efluentes provenientes de labores mineras abandonas y los lixiviados de las demonteras abandonadas en lugares inadecuadas fueron derivado mediante tubería hacia la planta de tratamiento a exigencia del MEM, obligándolo a la empresa minera que presenten el proyecto sobre cierre de mina. El presente trabajo de investigación consiste hacer el seguimiento sobre el cierre de mina que inició a partir del año 2010 trabajos consistentes en la recuperación de las áreas degradadas, desmonteras y cierre de bocaminas que generan efluentes contaminadas, dichos trabajos se encuentran de acuerdo a las normas ambientales de cierre de mina y los protocolos de tratamiento de aguas ácidas, trabajos que lo están realizando los propios comuneros de la zona mediante un programa de tratamiento de pasivos de las área contaminadas , el objetivo final que éstas áreas recuperadas se destine para el bienestar de estas comunidades en agricultura ganadería y viviendas sin perjudicar a las futuras generaciones de la zona para su desarrollo. Durante la ejecución del tema se adjunta diseño de planta de tratamiento, cuadros y fotografías antes y después del Plan de Cierre, trabajos que se encuentran encuadrados en el aspecto técnico, legales relacionados con el plan de cierre. Los conceptos de recuperación y rehabilitación de los pasivos ambientales es con la finalidad estabilizar éstas áreas logrando diseñar una tecnología que cumpla con los

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lineamientos de procesos limpios con fines de aprovechar flora y fauna, para convertirlos en un recurso natural ambientalmente económico y sostenibles. . Palabra clave: Recuperación, tratamiento de efluentes, métodos y técnicas, para usos económicos. 1.0 INTRODUCCIÓN

La Ex Unidad de Producción

Carolina N° 1, fue un centro minero que se encuentra ubicada en el paraje Coymolache, en el vertiente oriental de la cordillera occidental, aproximadamente de 3,508 m.s.n.m. en el Departamento de Cajamarca, Provincia de Hualgayoc, distrito de Hualgayoc, aproximadamente a 90 Km, al Noroeste de la capital del Departamento de Cajamarca y; aproximadamente 10 Km. Por la carretera Hualgayoc, en las cuencas del rio Tingo, realizó actividades de explotación y tratamiento de minerales polimetálicos hasta el mes de junio del 2003, fecha en que paralizó sus actividades de producción mineras, constituyendo un proceso de reorganización societaria de la SOCIEDAD MINERA CORONA S.A., realizando contratos de transferencia Sociedad Minera Corona a la Sociedad Minera la Cima S.A., de fecha 04 de abril del 2006, mas la concesión de beneficio; por lo que se establece la recuperación ambiental de los pasivos Ambientales de efluentes, desmonteras, áreas degradadas, instalaciones e infraestructura que se encuentren ubicadas en la Ex Unidad de Producción CAROLINA N° 1, son obligaciones de SOCIEDAD MINERA CORONA S.A. que lo asume a plena responsabilidad producido como consecuencia del desarrollo de las actividades en la ex Unidad de Producción Carolina N° 1.,

motivo que se detalla en su Plan de Cierre aprobado por Resolución Directoral Nº18-2009-MEM/AAM el 29 de Enero del 2009.

La Ex – Unidad Minera Carolina I por la misma característica de una mina en producción durante su operación ha removido cantidades de materiales del interior mina y que fueron transferido para otros lugares sin una planificación adecuada, por lo que restringe la adaptación y la utilización de los conceptos de recuperación y rehabilitación de los pasivos ambientales con la finalidad estabilizar éstas áreas con fines de convertirlo en flora y fauna caracterizados de acuerdo a la geomorfología y geomecánica de estas áreas objeto de remediación, la ejecución de los trabajos dependerá, de los patrones tecnológicos actuales utilizadas esperando resultados con una profunda modificación.

2.0 OBJETO DE REMEDIACIÓN DE LOS EFLUENTES

eterminar los pasivos de efluentes que corresponden a la explotación minera subterráneas en la que se verificó la degradación de suelos y contaminación ambiental a las comunidades presente.

Inventariar las labores mineras, tales como bocaminas, chimeneas y trincheras durante la explotación subterráneas que generan efluentes contaminantes con metales pesados, contaminando el suelo.

213

Cuantificar las desmonteras, que constituyen Stok Pile donde se acumularon desmontes proveniente del interior mina sin criterio técnico, generando efluentes de metales pesados.

Aprovechar mejor los recursos de flora y fauna de las comunidades, mediante la remediación de los efluentes mineros de la concesión minera Carolina I.

Determinar áreas de infraestructura, que incluyen áreas de funcionamiento de oficinas, servicios auxiliares, almacenes, talleres de equipos y maquinarias, áreas degradas con aceites y grasa.

3.0 ASPECTOS LEGALES E INSTITUCIONALES.

Ley Nº 28271, Ley que regula los pasivos ambientales de la actividad minera, publicado el 6 de julio de 2004.

Reglamento de pasivos ambientales de la actividad minera, aprobado mediante D.S. Nº 059-2005-EM, su última modificación con D.S. Nº 003-2009-EM publicado el 15 de enero de 2009.

Elaborar y actualizar el inventario de pasivos ambientales mineros.

Identificar a los responsables de su remediación.

Decretos Supremos N° 016-93-EM y N° 058-99-EM y demás Normas Ambientales vigentes en el Perú, define impacto ambiental como cualquier alteración de las propiedades físicas, químicas y biológicas del medio ambiente, causada por cualquier forma

material o energía resultado de las actividades del hombre que directa e indirectamente afectan a la salud, seguridad y el bienestar de la población aledaña a la concesión, actividades sociales y económicas, la biota, las condiciones estéticas y sanitarias del medio ambiente y la calidad de los suelos que constituye recursos naturales ambientales, por lo que la empresa ha elaborado una línea de base realizando un inventario de los diferentes pasivos ambientales los mismo que se encuentran registrados en el Ministerio e Energía y Minas.

4.0,- METODOLOGÍA

Plan de Cierre de Minas: Es un instrumento de gestión ambiental conformado por acciones técnicas y legales, que deben ser efectuadas por el titular de actividad minera, a fin de rehabilitar las áreas utilizadas o perturbadas por la actividad minera, para que éstas alcancen características de ecosistema compatible con un ambiente saludable y adecuado para el desarrollo de la vida y la conservación del paisaje.

La rehabilitación se llevará a cabo mediante la ejecución de medidas que sean necesario realizar antes, durante y después del cese de operaciones, para asegurar el cumplimiento de los objetivos de cierre.

Con el fin de lograr un estudio sobre terrenos contaminados a consecuencia de los efluentes que constituye un pasivo ambiental de efluentes abandonados por la Ex - Unidad de Producción Carolina I, en sus diferentes actividades mineras contrarias al desarrollo sostenible que pre

214

activaron riesgo a la flora y fauna, perjudicando el aspecto social y económico de las comunidades en torno a la ex – concesión minera, por lo que los actores gobierno las comunidades y la empresa procedieron remediar los suelos procedente de un pasivo de efluentes dejado por la unidad minera.

J. Vidalón G. menciona sobre los metales pesados, en número atómico > 20 y densidad > 6,0 g/cm3. Entre los metales pesados hay dos grupos :

• Oligoelementos o micronutrientes: As, B, Co, Cr, Cu, Mo, Mn, Ni, Fe, Se y Zn.

• Metales sin función biológica: Cd, Hg, Pb, Sb, Bi, Sn, Tl.

Potencialmente nocivos a la salud humana y animal, a las plantas, contaminan suelos y aguas.

Presentes en forma natural en suelos, aún sin perturbación antrópica.

Los suelos pueden contaminarse con metales mediante contacto con residuos industriales, mineros y vertederos de residuos.Tienen comportamientos ambientales muy diferentes en sus diversas formas químicas.

Los metales pesados y/o metals básicos y los óxidos de fierro, suelos provewnientes del interior mina o de los desmontes pueden infiltrarse en el agua y al entrar en la cadena alimenticia a través de las plantas que crecen en tales suelos y son usadas en alimentación, el aumento de la concentración de metales pesados en suelos fueron identificados a partir de las labores mineras y/o por actividades antrópicas.

Metales pesados en el suelo: como iones libres, compuestos solubles

y compuestos insolubles (óxidos, carbonatos e hidróxidos).

Cantidad de metales disponibles en el suelo varía en función del pH, contenido de arcillas, contenido de materia orgánica, la capacidad de intercambio catiónico y otras propiedades.

La toxicidad y los altos contenidos de metales en el ambiente, hacen necesaria una acción de remediación para cuidar la salud humana y el ambiente.

En general, los metales pesados incorporados al suelo en Carolina I pueden seguir 4 diferentes vías:

1. Quedan retenidos en el suelo (disueltos en la fase acuosa del suelo, ocupando sitios de intercambio o específicamente adsorbidos sobre constituyentes inorgánicos del suelo, asociados con la materia orgánica del suelo y/o precipitados como sólidos puros o mixtos)

2. Pueden ser absorbidos por las plantas y así incorporarse a las cadenas tróficas

3. Pasan a la atmósfera por volatilización

4. Se movilizan a las aguas superficiales o subterráneas.

4.1. - Planificación y recuperación de los pasivos ambientales

La recuperación de los pasivos ambientales como parte de la explotación de la Ex - Unidad minera ha sido planificado antes de la implementación y construcción, áreas abandonadas en zonas de las comunidades circundantes a

215

la concesión, muchas de ellas son áreas que corresponde a terrenos cultivables de las comunidades para fines de agricultura y ganadería.

Teniendo en cuenta estas observaciones, cabe destacar también que, desde punto de vista técnica, existe dos aspectos que pueden ser subrayados y constituyen sobre todo en el escenario de la explotaciones mineras en operación: Caso Carolina I, la unidad minera dentro de sus actividades no planificó las actividades de recuperación de la áreas degradadas, como lo están haciendo actualmente de manera simultánea otras empresas mineras que se encuentran en operación . Se trata, así, de agregar la recuperación a lo cotidiano de la explotación, no restringiéndose al final de ella, lo que frecuentemente inviabiliza la recuperación frente de ella, lo que frecuentemente inviabiliza la recuperación frente a los recursos financieros necesarios (Bauer, 1990.).

En el segundo lugar, el desafío de la recuperación orientada de acuerdo con el plan previo, o sea, ejecutado con base en decisiones expresadas en un documento previamente discutido y definido entre el Empresario, el Estado y la Sociedad que son directamente comprometidas.

4.2.- Medidas de recuperación de los pasivos ambientales.

FOTO N° 01 Drenaje agua de mina Satélite

FOTO N° 02 Desmontera

El drenaje de agua acida de esta labor subterránea contiene metales pesados y óxidos de fierro según reporte del laboratorio estos metales pesados tienen un PH que oscila entre 2 – 3.5 oxígeno disuelto de 0 – 40% durante la auditoría ambiental que se realizaron año 2009 se determinaron alrededor de 300 áreas contaminadas abandonadas o inactivas a la fecha de vigencia de la Ley del cierre de mina.

Las instalaciones de efluentes, debido a las operaciones mineras y las áreas

216

abandonadas an constituido impactos negativos en la zona de la concesión

En caso de las desmonteras podemos observar la construcción y las instalaciones de coronación no han sido bien construidas, por lo que han producido contaminación de metales pesados producto de la lixiviación y otros óxidos existentes, por lo que se debe considerar:

1. La existencia de contaminantes, ya que los metales no pueden ser degradados o descompuestos, sólo se distribuyen en el entorno en distintas formas.

2. La biodisponibilidad de elementos tóxicos, como por los metales tiene alta dependencia de:

• La especie o forma química,

• La concentración, y

• El tamaño de partícula en la que ocurre.

La estabilidad de los metales pesados y los óxidos es afectada por la solubilidad con el agua y la variabilidad del pH .

La Ex Unidad de Producción Carolina N° 1, fue un centro minero donde la SOCIEDAD MINERA CORONA S.A., realizó actividades de explotación y

tratamiento de minerales polimetálicos hasta el mes de junio del 2003, y el 04 de abril del 2006, realizó en inventario de los pasivos ambientales motivo de la recuperación ambiental, que se deriven de las instalaciones e infraestructura que se encuentren ubicadas en la Ex Unidad de Producción CAROLINA N° 1, de la clausula primera del contrato, sobre obligaciones de SOCIEDAD MINERA CORONA S.A. que establece, que SOCIEDAD MINERA CORONA S.A. asume plena responsabilidad por los impactos al medio ambiente, que se hubiese producido como consecuencia del desarrollo de las actividades en la ex Unidad de Producción Carolina N° 1, motivo que se detalla en su Plan de Cierre aprobado por Resolución Directoral Nº18-2009-MEM/AAM el 29 de Enero del 2009. Una vez identificados los procesos de degradación y los impactos ambientales dejados por las actividades mineras, los mismos que fueron percibidos por la comunidades de la zona ante los potenciales eventos adversos en los espacios con fines de flora y fauna un bien ambiental económico para la sociedad, por lo que se implementaran medidas correctivas de dar soluciones que pueden ser ilustradas la secuencia seguida, figura 01.

INDENTIFICACION Y CARACTERIZACIÓN DE LOS PASIVOS AMBIENTALES DE EFLUENTES DISTUBADAS

IDENTIFICACIÓN DE LOS IMPACTOS AMBIENTALES NEGATIVOS

DEFINIR TECNICAS Y MEDIDAS DE REMEDIACIÓN LAS AREAS DISTUBADAS CON EFLUENTES ÁCIDAS

CIERRE DE PASIVOS: IMPLEMENTACIÓN, CONSTRUCCIÓN, MANTENIMIENTO OPERATIVIDAD DE LAS AREAS RECUPERADAS Y DE EFLUENTES ÁCIDAS

217

Figura 1.- Secuencia general de actividades para la definición e implementación de medidas técnicas de remediación de efluentes de las diferentes labores mineras.

La recuperación de las áreas degradadas de algún modo constituye los conceptos en relación a ecosistemas degradados y destruidos, trata del tema con perspectiva más apropiada en el medio biótico. Con respecto al medio ambiente físico, vale mencionar algunos términos:

RESTAURACIÓN: consiste en reproducción de las condiciones exactas del lugar, tales como eran antes de ser alteradas por la intervención del hombre y/o otros fenómenos.

RECUPERACIÓN: consiste que el lugar alterado por la intervención del hombre sea recuperado el área al lugar del equilibrio o estabilidad ambientalmente correctivas y su mantenimiento respectivo sea sistemático y objetivo, de modo evitar la reactivación de estos procesos.

Foto N° 3 Cierre de bocamina

Cierre de bocamina, los efluentes ácidas de metales pesados que tuvieron anteriormente en forma química de

metales, el suelo y los particulados en suspensión es establecida con una adecuada estrategia de remediación, de tal manera el suelo puede ser convertido en un sitio seguro, para agricultura.

La caracterización del área es importante para una adecuada estrategia de remediación, el encapsulamiento y la derivación del efluente factores que influirán en la biodiversidad y biodisponibilidad. REMEDIACIÓN: consiste a la aplicación de estratégicas físico – químico para evitar el daño y la contaminación en suelos , una vez extraídos los contaminantes se aplicaran las operaciones necesarias para reponer el medio alterado, como reposición de vegetación, terreno, fauna.

Las actuaciones realizadas por la empresa han retirado los lodos y tierras contaminadas, para posterior adicionar el material de préstamos eminentes orgánicos. Asimismo los efluentes contaminados fueron derivados a la planta de tratamiento de aguas ácidas.

Foto Nº 04 Remediación trinchera

218

Una trinchera acumulado de desmontes se encuentra totalmente remediada utilizando toda la tecnología con fines económicos preparado para la agricultura.

Las consideraciones técnicas, desterminar especie del mineral contaminante y otras especies acompañantes indeseables, con conocimiento de causa necesario para

evaluar la factibilidad de su aplicación al suelo a tratar.

• El encapsulamiento con material orgánica solución real de tratamiento. Su ventaja: aplicable a cualquier tipo de contaminación.

En algunos casos se estabiliza el suelo contaminado mediante un ligante como cemento y se confina para estabilidad física y química.

Elección del Tratamiento según la Curva de Acidez (Fuente: Osvaldo ADUVIRE)

PREDICCION DE LA GENERACION ACIDA Reacciones que generan y consumen acidez(Fuente: Osvaldo ADUVIRE):

219

4.3.- Recuperación en función del tipo de actividades

Desde punto de vista geomorfológico o geológico de la zona en lo que se refiere el aspecto físico y químico en un medio ambiente degradado, se puede observar, erosión, deslizamiento, aguas ácidas provenientes de las bocaminas Ver Foto Nº 01. Las técnicas aplicables a la recuperación se pueden distinguir en tres conceptos básicos. • Tecnologías de revegetación que

consiste de adecuar el área para fines de agricultura y/o reforestar.

• Tecnologías geomecánicas y geoquímicas , consiste la ejecución de obras de ingeniería ( con o sin estructuras de contención), incluyendo así mismo el estudio de los recursos hídrico, que sus resultados se encuentren con estabilidad físico y química del lugar con el medio ambiente.

• Tecnologías de remedición, consiste en la ejecución de métodos de tratamiento de elementos químicos, pudiendo ser también biológico, como la bioremediación, destinados a eliminar, neutralizar, confinar, inmovilizar o transformar los contaminantes del suelo y las aguas( tratamiento in situ) con eso notar la calidad de ambos.

• Las medidas de recuperación consideradas se han tipificado en tres áreas

4.4.- Medidas aplicadas de las áreas

disturbadas.

La medidas correctivas usualmente empleadas en la recuperación de estas áreas deben ser utilizada para un bien social económico a las comunidades en torno a la concesión, las técnicas a considerar: • Remodelamiento de las superficies

topográficas y paisaje a través de terraplenes

• Retiro de materiales , que constituyen capas de suelos superficial no orgánico y ser aislados y capsulados .

• Preparaciones de un nuevo capa de suelo orgánico hasta convertir viable de un bien económico.

• Mantenimiento de tal manera sea sostenible en el tiempo.

4.5.- Medidas aplicadas en áreas de

deposición de material estéril.

Las medidas correctivas usualmente empleadas en áreas de deposición de material estéril son: Técnicas de recubrimiento y estudio de la estabilidad de taludes. Las pilas de estériles deben ser controladas, en ellas el material desmonte son dispuestos de forma ordenada de abajo hacia arriba, con canales intermedias de drenajes y taludes de inclinación adecuada para permitir la revegetación y de ésta forma reducir los riegos de erosión y drenaje de aguas ácidas producidos por la lluvia y las conducen aguas abajo recolectadas, las pilas de estériles debidamente proyectada técnicamente. Ver figura Nº 02.

220

Figura Nº 02 Desmontera, recuperada y revegetada

Tratamiento de efluentes líquidos, conteniendo sólidos en suspensión, y de igual modo tratamiento de lixiviados ácidos provenientes del drenaje en pilas de desechos o estériles. 5.0.- PLANTA DE TRATAMIENTO

Los efluentes provenientes de las diferentes bocaminas, desmonteras y escorrentías son canalizados hacia la planta de tratamiento, las aguas tratadas son vertidas al cuerpo receptor rio tinco y los lodos de las pozas de sedimentación mediante bombas son transportados mediantes tuberías al interior mina.

6.0.- CONCLUSIONES 1. Una adecuada gestión de aguas de

mina y un eficiente tratamiento de los efluentes, permite alcanzar un equilibrio sostenido entre actividad minera, el medio ambiente y las comunidades aledañas a la concesión.

2. Las técnicas de remediación de suelos contaminados permite la estabilidad física y química para la reutilización para la flora y fauna.

El desafío de la recuperación de suelos y remediación de aguas de minas son documentos aprobados de acuerdo a las normas del plan de cierre de minas, del mismo previamente discutido y definido entre el Empresario, el Estado y la Sociedad que son directamente comprometidas.

Canal Colector de Lixiviados

Angulo de inclinación del talud 25°

221

7.0 REFERENCIA BIBLIOGRAFICA 1.- ADUVIRE, Oswaldo (2011) Mejoras técnicas disponibles en la prevención, control y remediación de aguas ácidas de mina. 7º Congresos internacional de medio ambiente seguridad y responsabilidad social en minería y metalúrgia octubre 2011. Lima – Perú. 2.- GUEDES, Ana L.M (1999) Programas Ambientales en empresas. Tese de mestrado – PUC Rio de Janeiro. 3.- HUAMAN, Jaime ( 1999), Auditoria ambiental Carolina I. Inventario de los pasivos ambientales . 4.- HUAMAN, Jaime ( 2010) Auditoria ambiental Carolina I. Remediación de pasivos ambiental. 5.- VIDALON, Jose (2011) Remediación de suelos con plomo. 7º Congresos internacional de medio ambiente seguridad y responsabilidad social en minería y metalúrgia octubre 2011. Lima – Perú.

222

223

TECNICAS DE PREVENCION Y CONTROL DE LA GENERACION ACIDA EN MINERIA

OSVALDO ADUVIRE Dr. Ing. de Minas.

SVS Ingenieros S.A.C. Jefe de Proyectos Mineros e-mail : oaduvire@svs.com.pe

RESUMEN: La minería como actividad dedicada a la extracción de recursos que alberga un yacimiento, genera un gran volumen de materiales y residuos sólidos que deben almacenarse adecuadamente en depósitos de desmontes y relaves denominados botaderos y relaveras, por lo general, estos residuos mineros suelen contener sulfuros que en contacto con la atmósfera y agua inician unos complejos procesos de transformaciones físicas, químicas y biológicas, que dan origen a la generación de drenajes ácidos de mina. En la práctica la velocidad de la generación ácida va a depender de una serie de factores como: las características fisicoquímicas del macizo rocoso excavado, de las condiciones de almacenamiento de estos materiales y residuos, y de la posibilidad de que estos materiales entran en contacto con agua y aire. La introducción de innovaciones técnicas en el desarrollo y planeamiento de proyectos mineros desde su inicio hasta el cierre, ayuda a reducir las alteraciones e impactos que genera la actividad minera, estas actividades principalmente están orientadas al manejo de los estériles de mina y los residuos de los procesos de beneficio de minerales, además permite hacer un uso racional de los recursos, así como el reciclado y el aprovechamiento de estos residuos mineros. Para ello se realiza estudios de caracterización geoquímica de la roca excavada y ver su comportamiento en el tiempo ácido productores o ácido consumidores (generadores de alcalinidad), permitiendo de esta forma predecir la calidad de los drenajes cuando se produzca la alteración de todo el material excavado. En la caracterización geoquímica de estos materiales y residuos, generalmente se recurre al empleo de ensayos estáticos en el que se determina el potencial ácido/base de los materiales o a ensayos cinéticos (principalmente métodos de lixiviación) insitu o en

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laboratorio en los que se reproducen las condiciones ambientales de campo (físicas, químicas y biológicas), que junto con la revisión de otros parámetros como pH en pasta, contenido de azufre como sulfuro, test de efervescencia y mineralogía, permiten evaluar la posibilidad de generación ácida a largo plazo en caso que los residuos de mina y las rocas excavadas experimenten procesos de alteración o lixiviación. En este trabajo se describen las mejores técnicas disponibles introducidas en la prevención, caracterización y control de la generación ácida, así como en el manejo de materiales (rocas excavadas) y residuos mineros (desmontes y relaves) a fin de buscarle un uso a estos materiales y residuos o mejorar el sistema de almacenamiento a largo plazo. 1. INTRODUCCION. En la actualidad se están imponiendo procesos mineros innovadores que permiten considerar a los residuos mineros sólidos y líquidos como recursos potenciales a través de programas de valorización y aprovechamiento de subproductos. Este planteamiento fomenta el uso racional de los recursos naturales mediante técnicas más eficientes que incrementan el número de aplicaciones de los recursos y reducen el volumen final de residuos, al mismo tiempo estas actuaciones constituyen una oportunidad de negocio de subproductos y materiales secundarios, además de constituir una vía a la reducción de los costos de tratamiento y almacenamiento final. Para un adecuado manejo de materiales (rocas excavadas) y residuos mineros (desmontes y relaves) se están introduciendo programas de evaluación de generación ácida a fin de elegir el uso más adecuado de estos materiales o el sistema de almacenamiento eficiente a largo plazo de estos materiales.

2. OBJETIVOS. Describir técnicas de caracterización geoquímica para materiales y residuos mineros que permitan predecir la generación ácida a partir de ensayos de laboratorio denominados ensayos ácido/base que simulan las reacciones que experimentarán los materiales excavados cuando entran en contacto con la atmósfera y agua de lluvia e inicien un complejo mecanismo de oxidación que pueden terminar generando drenajes ácidos. 3. METODOLOGIA. Para la caracterización geoquímica de sólidos se han tomado muestras de rocas y residuos mineros y se sometieron a ensayos o pruebas estáticas usualmente recomendadas en este tipo de estudios. Estas pruebas contemplan por un lado la determinación del pH en pasta, cuyo objetivo es determinar la eventual presencia de acidez acumulada por oxidación o meteorización previa de los sulfuros contenidos en el material y, por otro lado, un balance ácido/base (ABA).

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En el ensayo o test ABA, se estima la cantidad de ácido que podría generar una muestra por oxidación total de la pirita o sulfuro contenido en la misma y la cantidad de material que genera alcalinidad que puede neutralizar la acidez generada. Por lo general, estos ensayos ácido/base constituyen procedimientos rápidos y sencillos para evaluar la posibilidad de formación o no de acidez, sin embargo, para lograr una mayor exactitud en la evaluación ésta información debe correlacionarse con otras variables como: pH, contenido de azufre, capacidad de aportar alcalinidad (efervescencia), mineralogía, granulometría, así como estudios analíticos que sirven para ajustar o corregir la valoración. 4. CARACTERIZACION DE

RESIDUOS MINEROS. 4.1. Generación y Control de la Acidez La consecuencia directa de la actividad minera al llevar a cabo la explotación de un yacimiento es la geodisponibilidad de materiales hacia el medioambiente, estos materiales excavados en contacto con la atmósfera y agua inician unos complejos procesos de transformaciones físicas, químicas y biológicas, que dan origen a unos drenajes de mina que por lo general son ácidos y contienen elevadas concentraciones metálicas. Los efluentes así generados son una de las principales fuentes de biodisponibilidad de elementos contaminantes que degradan la calidad de los ecosistemas acuáticos. La actividad minera ya sea en su etapa de exploración o explotación acelera la alteración física y química de los materiales geológicos, al exponer

mayores áreas superficiales de los materiales excavados a la meteorización que podrían generar descargas con carga contaminante. La mayoría de los yacimientos contienen mineralizaciones de sulfuros metálicos, y en muchos casos las rocas en donde se emplazan los yacimientos o el cuerpo mineralizado también puede contener minerales tipo sulfuros no comercializables, aunque también existen mineralizaciones emplazadas en roca caliza. La pirita (FeS2) es uno de los sulfuros más comunes, cuando se oxida, puede liberar acidez, sulfato y otros elementos. La oxidación de la pirita, por acción del oxígeno, incluye la oxidación de Fe2+ a Fe3+ y la precipitación de hierro como hidróxido, que en el caso de la pirita tiene la siguiente reacción general: 2FeS2+15/2 O2 +7H2O → 2Fe(OH)3 +4H2SO4 Por lo general los sulfuros representan la principal fuente de generación de acidez en materiales geológicos o residuos mineros como rocas de desmonte o relaves. En algunos casos el ácido generado por la oxidación del sulfuro suele ser consumido por la disolución de otros minerales como la calcita o rocas como la caliza presentes en las zonas de excavación que tienen la capacidad inherente para neutralizar la acidez. La capacidad de un mineral para neutralizar o generar acidez está en función a su composición y a su velocidad de meteorización, que en muchos casos estas reacciones son catalizadas por bacterias que potencian enormemente la generación ácida. Los carbonatos, como la calcita (CaCO3), son minerales básicos altamente reactivos que se disuelven rápidamente para

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neutralizar la acidez. En la reacción anterior se asume la equivalencia de que se producen dos moles de ácido por cada mol de azufre, estos moles de acidez generados (2H+) pueden ser neutralizadas por compuestos alcalinos según la siguiente reacción: CaCO3 + H2SO4 → CaSO4 + CO2 + H2O De donde se deduce que un mol de azufre puede ser neutralizado por un mol de CaCO3. Por tanto, para neutralizar la acidez generada por un mol de azufre se requiere como mínimo dos moles de carbonato. Con estas consideraciones, se deduce que para asegurar la neutralización de un material potencialmente generador de acidez se requiere aproximadamente tres veces la cantidad de material que consume acidez (alcalino). En menor medida los minerales silicatados como las micas, biotitas y feldespatos suelen neutralizar la acidez, aunque estas reacciones generalmente son más lentas que los carbonatos, también contribuyen a la neutralización de la acidez. 4.2. Ensayos para estimar el potencial

de Acidez Por lo general se recurre a los Test ABA (Acid-Base Accounting) que da información sobre generación o no de acidez sobre muestras representativas, en función de: - pH en pasta y Efervescencia - Especies de azufre, incluyendo azufre

total, sulfuro y sulfato

- Potencial de neutralización (NP), basado en mediciones de NP, carbono y elementos totales

- Potencial de Acidez (AP), basado en las especies de azufre

Uno de los indicadores utilizados en la valoración de acidez es el Potencial Neto de Neutralización (NNP), que es la capacidad de un mineral o material para generar o consumir acidez y se obtiene por diferencia entre el potencial de neutralización (NP) y el potencial de acidez (MPA o AP) o acidez total en la muestra (ver Figura 1). Cuando el potencial neto de neutralización (NNP=NP–AP), entregue un valor negativo por debajo de -20 indica que existe un potencial de generación ácida. Por el contrario, un valor positivo del NNP mayor a +20 indica que la capacidad de neutralización supera la capacidad de generación de acidez y por lo tanto el material no es potencialmente generador de acidez (Fig. 2). Pero cuando los valores de NNP están entre -20 y +20 la predicción de la producción ácida es incierta y/o algo dificultosa, por lo que es necesario ver la composición mineralógica de las muestras, antes de pasar a ensayos cinéticos u otros estudios que simulen el comportamiento de la muestra a largo plazo. Todos los valores se reportan en cantidad equivalente de carbonato de calcio (CaCO3). Otra relación que permite determinar el potencial de generación ácida en fase sólida, lo constituye las siguientes relaciones: Si NP/MPA > 3 no producirá drenaje ácido Si 1 < NP/MPA < 3 esta rango de incertidumbre

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Si NP/MPA < 1 posible generación de drenaje ácido (relación 1:1 o menor) De igual forma, para confirmar o descartar la generación o no de acidez las muestras también se someten a análisis mineralógicos por difracción de Rayos X.

Figura 1. Relación de los potenciales de

generar y consumir acidez para determinar la generación ácida de residuos mineros.

Figura 2. Relación NP/AP y NNP para delimitar las zonas de generación ácida

4.3. Análisis Mineralógico Para ajustar la predicción de acidez en una muestra y sobre todo cuando los resultados ABA dan valoración incierta, la mineralogía aporta información sobre las especies mineralógicas presentes y sus contenidos con un determinado límite de detección, mediante la realización de análisis mineralógicos semicuantitativo por Difracción de Rayos X (ver Tabla 1 y Figura 4).

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Tabla 1. Mineralogía contenida en una muestra de relave.

Los estudios mineralógicos identifican los minerales de una muestra a través de microscopios ópticos, láser y difracción de rayos-X, esta información es muy importante porque es complementaria a los ensayos ABA. Conociendo en detalle la mineralogía, se puede predecir la química de los drenajes, asumiendo que estos pueden verse influenciados por las impurezas que contienen y acompañan a los minerales que afectan la composición, las tasas de reacción y la química del agua.

La composición mineralogía obtenida a través de los análisis mineralógicos nos da información de los minerales presentes con sus concentraciones en porcentaje y sus difractogramas, que es muy útil para muestras con contenidos significativos de cuarzo y sílice con comportamiento incierto en los ensayos ABA. Como en el caso de la Figura 3 los datos ABA indican generación ácida, pero, observando su mineralogía el contenido de minerales sulfurosos (pirita) que generan acidez solo representan el 1,74% y más del 55% de la muestra corresponde a cuarzo.

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Figura 3. Relación entre NP y AP con la mineralogía presente para indicar el potencial de

generación ácida.

La correlación entre mineralogía y ensayos ABA ayuda a una mejor caracterización geoquímica de los materiales y residuos mineros, sobre todo cuando los ensayos ABA dan resultados inciertos. Esto permite diseñar con mayor precisión los depósitos de desmonte y relaves, y adecuar la planificación del movimiento de materiales excavados al menor costo y mayor control ambiental. 4.4. Evaluación de generación ácida en

Fase Sólida. Teniendo en cuenta que con el tiempo algunos minerales se comportan como ácido productores y otros como generadores de alcalinidad que neutralizan la acidez, conociendo esta característica se puede predecir la calidad de los drenajes de mina cuando se produzca la alteración de los materiales

excavados. Para ello se recurre al empleo de uno o varios ensayos estáticos en el que se determina el potencial ácido/base de los materiales. También se suele emplear ensayos cinéticos (principalmente métodos de lixiviación) insitu o en laboratorio en los que se reproducen las condiciones ambientales de campo (físicas, químicas y biológicas). Y en otros casos se recurre al empleo de técnicas que incluyen procedimientos geofísicos y/o geoquímicos. Los ensayos estáticos, se basan en la evaluación del balance entre el potencial de generación ácida AP (oxidación de minerales sulfurosos) y la capacidad de neutralización ácida NP (disolución de carbonatos y otros minerales que aportan alcalinidad). Utilizando estos potenciales, los residuos mineros se puede

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caracterizar mediante indicadores como el potencial neto de neutralización (NNP), o la relación ácido/base (NP/AP) y Contenido de Azufre como sulfuro (Fig. 4). También se puede clasificar según los resultados obtenidos en los ensayos de generación ácida neta (NAG) en función a la medida de la conductividad eléctrica (EC) y pH en pasta. La Generación Neta de Acidez (NAG) sirve para determinar la probabilidad de generación de drenajes ácidos, mediante la aceleración de la oxidación y de las reacciones de neutralización. A pesar del nivel de interpretación requerido los ensayos NAG son métodos preferidos para la caracterización de estériles y residuos de mina. En la práctica, con los ensayos NAG se puede clasificar los materiales excavados y los residuos de mina que se almacenan tanto en los depósitos de desmonte (Escombreras) como en los depósitos de relaves que proceden de los procesos de beneficio o los residuos de las pilas de lixiviación, y hacer una agrupación como la presentada en la Tabla 2. Por oto lado, haciendo una correlación entre el ratio NP/AP con el contenido del azufre como sulfuro en porcentaje, también se puede determinar los límites del potencial de generación ácida de las muestras y materiales (Fig. 4). En general, cuando el ratio NP/MPA es 3:1 o mayor y el contenido de azufre como sulfuro es menor a 0,3 % no hay generación de acidez o el riesgo de que se generen drenajes ácidos es muy bajo.

Figura 4. Relación NP/MPA y S para

indicar el potencial de generación ácida. 4.4. Efervescencia en la predicción ácida. Los carbonatos (calcita, dolomita) tienen una importante característica identificativa, que es dar efervescencia con desprendimiento de CO2 en contacto con una solución de ácido clorhídrico, incluso en frío: CaCO3 + 2ClH → CO2 + H2O + CaCl2 Teniendo en cuenta esta característica de los carbonatos, en la Tabla 3 se muestra una escala de efervescencia que ayuda a estimar la capacidad de contrarrestar la generación ácida en materiales y residuos mineros.

Tabla 3. Efervescencia como indicador de capacidad de neutralización.

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Valores de efervescencia 1 o 2 en las muestras indican que poseen un déficit alto de alcalinidad, siendo este déficit

mayor cuando el pH en pasta de los sólidos es menor a 4,5.

Tabla 2. Caracterización de Residuos Mineros en función al pH en pasta y la Conductividad (Environment Australia, 1997).

TIPO DE

MATERIAL CARACTERÍSTICAS

GEOQUÍMICAS RECOMENDACIONES

I A

No forma acidez Nada, baja o moderada salinidad NAG: pH > 4 y EC (1:5) < 0,8 dS/m NAG: pH > 4 y EC (1:2) < 1,5 dS/m

Apropiado para cualquier tipo de construcción y relleno. No requiere especificación geoquímica. Apropiado para trabajos de restauración.

I B

No forma acidez Alta salinidad NAG: pH > 4 y EC (1:5) 0,8-1,3 dS/m NAG: pH > 4 y EC (1:2) 1,5-2,5 dS/m

Apropiado para rellenos en general. No deseable para recuperación de terrenos salinos. Evitar dejar áreas con 30 cm de superficie libre.

I C

No forma acidez Extrema salinidad NAG: pH > 4 y EC (1:5) > 1,3 dS/m NAG: pH > 4 y EC (1:2) > 2,5 dS/m

Puede utilizarse como relleno en general, siempre que este aislado del núcleo de la presa. No dejar áreas restauradas con 50 cm de superficie.

II

Potencial formador de acidez Riesgo bajo 3 < NAG: pH < 4

No apropiado para usos en construcción y rellenos en general, a menos que el núcleo de la presa este compactado y aislado de lixiviados. No dejar áreas con 1 m de superficie libre o de talud final de la escombrera. Estos materiales pueden convertirse en tipo I si se mezclan con caliza u otros materiales que neutralizan la acidez.

III

Potencial formador de acidez Riesgo alto NAG: pH < 3

Sus lixiviados deben ser encapsulados y aislados. Debe depositarse en capas compactadas. Ubicar este material en el centro de las escombreras. No dejar áreas con 1 m de superficie libre o 5 m en el talud final de la escombrera.

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En restauración poner una capa compactada de material tipo I C sobre el de tipo III antes de colocar los suelos de cobertera (arcillas, tierra vegetal y otros). Estos materiales pueden convertirse en tipo I si se mezclan con caliza u otros materiales que neutralizan la acidez.

NOTA: EC (1:5) = Conductividad eléctrica en mezcla de 1 parte de sólido y 5 partes de agua. 5. APLICACIÓN DE LA

PREDICCION ACIDA EN EL DISEÑO DE LOS DEPOSITOS DE RESIDUOS MINEROS.

La caracterización geoquímica ayuda a reducir el impacto ambiental que produciría la generación de drenajes ácidos procedentes de los depósitos de residuos. Así como a mejorar los diseños de éstas estructuras con el fin de evitar la entrada de agua y oxígeno. La predicción de la generación ácida de los materiales y rocas a excavar se puede realizar mediante el muestreo en los mismos sondeos de exploración geológica del yacimiento, y clasificar los materiales y litologías presentes según su capacidad de generar o no acidez. Esto permite cuantificar los volúmenes de estéril y mineral a mover y agrupar en función a su capacidad ácido/base a los estériles de mina (Fig. 5). Además, ayuda a planificar la apertura y cierre de una explotación minera y a diseñar depósitos de estériles y relaves de modo que no formen drenajes ácidos una vez que las rocas queden expuestas al contacto del aire y agua (Fig.6). En el caso de existir materiales o estériles formadores de acidez se puede recurrir a diseños de depósitos de desmonte (escombrera) que incorporen medidas que supriman uno o varios elementos y

procesos formadores de acidez, adaptando las secuencias constructivas y los ritmos de vertidos, de forma que los materiales con alto potencial de acidez queden aislados o encapsulados y sin posibilidad de sufrir alteración (Fig. 6).

Figura 5. Perfil ácido/base de un yacimiento antes de su explotación.

Figura 6. Diseño de una escombrera de mina teniendo en cuenta la relación

ácido/base de los materiales a depositar.

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7. CONCLUSIONES. El cometido principal de la determinación del potencial de acidez de los residuos mineros, es evaluar la capacidad de generación ácida a largo plazo y tomar medidas preventivas y de control para reducir este riesgo. Estas medidas de control van desde el aislamiento o supresión de uno más de los componentes que posibilitan la generación ácida como agua, aire, sulfuros y actividad bacteriana, hasta el encapsulado total de los materiales excavados con que contienen sulfuros Por tanto, la caracterización geoquímica de los materiales y residuos mineros permite hacer un manejo adecuados de estos y a diseñar en condiciones ventajosas los depósitos para almacenarlos.

El control de la generación ácida en los materiales y residuos puede realizarse a través de la aplicación de una o varias de las siguientes medidas: • Restringiendo el ingreso del agua en

los relaves y evitando la exposición a la meteorización

• Minimizando la penetración de oxígeno mediante el empleo de cubiertas con materiales impermeabilizantes

• Aislando los minerales sulfurosos, mediante algún tratamiento previo al vertido

• Controlando el pH del medio, mediante la adición de materiales alcalinos

Empleando bactericidas para inhibir la acción bacteriana sobre los minerales sulfurosos.

REFERENCIAS. Aduvire, O., Escribano, M., García-Bermudez, P., López-Jimeno, C., Mataix, C. y Vaquero, I. 2006. Manual de construcción y restauración de escombreras. Ed. U. D. Proyectos (ETSIM-UPM). 633pp. ISBN: 84-96140-20-2. Alpers, C. y Blowes, D. (1992). Environmental geochemistry of sulfide oxidation. National Meeting of the American Chemical Society. Washington, DC. 325-342. MEND. Mine Environment Neutral Drainage. (2005). List of Potential Information Requirements in Metal Leaching/Acid Rock Drainage Assessment and Mitigation Work. MEND Report 5.10E Price, W.A., (1997). Draft Guidelines and Recommended Methods for the Prediction of Metal Leaching and Acid Rock Drainage at Minesites in British Columbia. Reclamation Section, Energy and Minerals Division, British Columbia Ministry of Employment and Investment. Smithers, B.C., Canada. 160p.

234

Sobek, A.A., W.A. Schuller, J.R. Freeman and R.M. Smith, (1978). Field and Laboratory Methods Applile to Overburdens and Minesoils. Report EPA-600/2-78-054, US National Technical Information Report PB-280 495. Giráldez, J., Laguna, A. y Jiménez, F. 2005. Posibilidades de las barreras capilares para reducir el riesgo de contaminación en suelos. Simposio sobre Zona No Saturada del Suelo. Vol. 8, 3-8. Ross, B. 1990. The diversion capacity of capillary barriers, Water Resources Research, 26, 625-2629. Wates, J.A., Rykaart, E.M. 1999. The Performance of Natural Soil Covers in Rehabilitating Opencast Mines and Waste Dumps in South Africa. Water Research Commission Report 575/1/99, ISBN No. 1868456139. Zehner, W.B., Cornelius, J.M. y Besson, D.L. 1997. Acid/base account and minesoils: a review. 14th Annual National Meeting of the American Society for Surface Mining and Reclamation. Autin, Texas, May, 404-409. Ziemkiewicz, P.F. y Brant, D.L. 1997. The Casselman river restoration project. 19th Annual Conference of the National Association of Abandoned Mine Lands Programs. Davis, West Virginia, August, 9 pp.

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DIMENSIONADO DE SISTEMAS DE TRATAMIENTO DE AGUAS ACIDAS DE MINA

OSVALDO ADUVIRE (*) DR. ING. DE MINAS e-mail : oaduvire@svs.com.pe

NEREYDA LOZA (*) ING. QUÍMICA e-mail : nloza@svsingenieros.com

(*) SVS INGENIEROS S.A.C.

RESUMEN: Los drenajes de mina por lo general son ácidos y contienen elevadas concentraciones de Fe, Al, SO4, además de Zn, Mn, Mg, Cu, Cd, Pb y As, son la principal fuente de biodisponibilidad de elementos contaminantes que degradan la calidad de los ecosistemas acuáticos. Esta problemática puede persistir durante décadas e incluso cientos de años una vez concluida la actividad minera. Para revertir esta problemática, en los últimos años en el sector minero de Perú, se han venido implementando una serie normas y referencias para el control ambiental como los Estándares de Calidad Ambiental (ECA) y los Límites Máximos Permitidos (LMP), que junto con otros dispositivos legales forman parte obligada de la gestión ambiental en minería, y hacen posible el desarrollo de proyectos mineros sostenibles. Para que las descargas de mina cumplan con estas exigencias es necesario que las empresas mineras implementen una nueva planta de tratamiento o acometan la optimización del proceso de las actuales plantas de neutralización existentes. En este trabajo se describen los resultados de un gran número de ensayos de laboratorio y mediciones en campo orientados a determinar la acidez total de las aguas de mina, en donde se incluya la acidez protónica debida al pH y la acidez mineral correspondiente a la carga metálica presente en cada efluente, esta

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información es base en los ensayos de neutralización porque lo que hay que abatir es la acidez presente en las aguas de mina. También se describe el dimensionado de los dispositivos de tratamiento activo o químico con cal, basados en ensayos experimentales de neutralización, floculación, coagulación y secuestro de fases sólidas y la obtención de subproductos de donde se pueden recuperar o reciclar metales, lo que permite reducir los costos de tratamiento y el desarrollo de una minería sostenida que respeta el medioambiente. 1. INTRODUCCION. La normativa ambiental relacionada con la gestión del recurso hídrico para el sector minero aprobada en los últimos años en Perú, contempla el cumplimiento de unos Límites Máximos y/o Estándares de Calidad, tanto en efluentes procedentes de las instalaciones mineras como en aguas de cursos circundantes denominados cuerpos receptores, además de contar con un plan de gestión ambiental en que se incluye un programa de monitoreo de estas aguas. Las aguas ácidas de mina (AMD) llevarán mayor o menor carga contaminante según una serie de factores, como: la velocidad de reacción de los materiales excavados, capacidad ácido/base de los minerales y residuos mineros, tamaño y solubilidad de los materiales, capacidad de neutralización de las aguas, transporte de oxígeno, movilidad del agua intersticial, permeabilidad del medio, clima y temperatura, evaporación e infiltración, acción catalizadora de las bacterias, adsorción microbiana de metales, precipitación y disolución de los metales durante el transporte, etc., por lo que, es importante realizar una caracterización adecuada de los residuos mineros y de efluentes que se generan en los procesos

mineros, a fin de elegir el sistema de control y tratamiento más eficiente y específico a cada drenaje de mina. 2. OBJETIVOS. Dar una introducción a la gestión ambiental del agua en minería y determinar una metodología de caracterización más efectiva de las ácidas de mina en el que se incluya además de la acidez protónica la acidez mineral, aspecto que por lo general no se considera en los métodos clásicos de caracterización. Describir la aplicación de tecnologías emergentes en el control y tratamiento de aguas ácidas como la recuperación de metales de aguas ácidas, tanto si las instalaciones se encuentran en operación o en abandono, mediante el desarrollo de procesos físicos y químicos que modifican las condiciones de Eh y pH de los drenajes de mina, de forma que se favorezca la formación de especies insolubles y la retención de la carga metálica disuelta en las aguas.

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3. METODOLOGIA. Para llevar adelante el estudio se han analizado las normas ambientales de gestión de agua en el sector minero de Perú y se ha recopilado información a nivel mundial sobre las últimas innovaciones tecnológicas en control y tratamiento de generación ácida, para ello es indispensable disponer de técnicas de caracterización más eficaces que ayuden a formular sistemas de prevención, control, recuperación y tratamiento más sencillos y de menor costo. Para el levantamiento de data de campo se ha empleado equipos portátiles para realizar medidas in situ de pH, Eh, oxígeno disuelto, conductividad, temperatura, caudal, turbidez, acidez, alcalinidad, Fe2+, Fe3+ y Fe total. Estos equipos pueden ser: conductivímetro, pHmetro, oxímetro, equipo portátil de filtrado (Millipore), sonda multiparamétrica, toma muestras de sedimentos en superficie y en profundidad, botellas alfa y beta. La acidez se valora con NaOH 0,16 N y en la determinación del hierro se emplea como indicador ácido sulfosalicílico. La recogida de muestras de agua para análisis químicos en laboratorio se realiza en frascos de HDPE de 125ml, previo lavado con ácido nítrico al 10% y enjuagado con agua del punto de muestreo. Para análisis de concentraciones totales y disueltas, se toman muestras de agua sin filtrar y filtradas a 0,45 micras, conservadas con HNO3 hasta pH<2 y refrigeradas hasta 4 Cº para su transporte, según estándares de muestreo de laboratorios reconocidos. Para realizar los ensayos experimentales de laboratorio y obtener las curvas de neutralización y sedimentación, se han

empleado los siguientes reactivos y equipos: • Muestras de agua ácidas de mina • Reactivos de neutralización: Cal • Reactivos para floculación-sedimentación • Vaso de Precipitados • Agitador magnético y balanza • pH-metro y medidor de Potencial Redox 4. CARACTERIZACION DE

AGUAS DE MINA La formación de aguas ácidas tiene lugar a partir de la oxidación química de los sulfuros, acelerada en muchos casos por la acción bacteriana. Los principales elementos que intervienen son: los sulfuros reactivos, el oxígeno y el agua (vapor o líquida), y como elemento catalizador las bacterias. La velocidad de reacción es una variable muy importante, pues si el proceso ocurre muy lentamente el efecto sobre el medio puede ser despreciable. Sin embargo, si la generación de aguas ácidas es rápida el problema se agrava, ya que se producirá la contaminación del entorno. Aunque la velocidad de reacción depende de numerosos factores como temperatura, cantidad de sulfuros, granulometría, presencia de agua, aire y bacterias. Ciertas especies mineralógicas son más reactivas que otras; por ejemplo, la marcasita, que tiene la misma fórmula química que la pirita, es muy inestable y puede generar rápidamente aguas ácidas. Los sulfuros de otros metales (plomo, zinc o cobre) son generalmente menos reactivos que los de hierro. En parte,

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debido a la mayor estabilidad de su estructura cristalina y también porque forman minerales menos solubles que recubren la superficie de los propios sulfuros impidiendo que progrese su oxidación. La cantidad y el tamaño de los granos del mineral influyen en la velocidad de reacción. Las texturas finas con variedades mal cristalizadas se oxidan más rápidamente que los granos cristalinos gruesos. Por ejemplo, una forma de pirita desarrollada en condiciones de baja temperatura puede producir mucho más rápidamente acidez que una gran masa de sulfuros formada a alta temperatura, debido a la menor relación de superficie/volumen. Existen varias propuestas de clasificación de las aguas ácidas, la mayoría en función al pH como parámetro principal, en lo últimos años se han incorporado al pH las concentraciones, el contenido de oxígeno, el potencial redox, la acidez metálica, la conductividad y otros. En general, las aguas ácidas de mina (AMD) tienen pH entre 2 a 6, contienen cationes y aniones en disolución, predominando SO4, Fe, Mn, Al, Cu, Pb, Zn, además de Cd, Ca, Na, K, Mg y otros. Por lo general, los AMD pueden degradar hábitats acuáticos y cambiar la calidad de las aguas debido a su toxicidad, corrosión y otros efectos producidos por la disolución de sus constituyentes. Desde el punto de vista de su tratamiento, es recomendable que el agua ácida de mina a tratar esté tipificada según el contenido de acidez, mejor aún si se hace a través de una curva de acidez (Fig. 1) en donde se puede determinar las zonas

de tamponamiento o hidrólisis de los elementos presentes. Esta caracterización hidrogeoquímica de los drenajes de mina, incluye la acidez protónica debida a los hidrogeniones libres (H+) más la acidez mineral debido a la disolución de Fe, Al y Mn (Fig. 1). Estos metales son considerados ácidos generadores porque mediante oxidación e hidrólisis pueden generar H+, según las siguientes reacciones: Fe2+ + ¼O2 +3/2 H2O → FeOOH + 2H+ Ec.1 Fe3+ + 2 H2O → FeOOH + 3 H+ Ec. 2 Al3+ + 3 H2O → Al (OH)3 + 3 H+ Ec. 3 Mn2+ +¼O2 +3/2H2O→ MnOOH + 2H+ Ec.4

Caracterizar las aguas ácidas de mina en función a la acidez ayuda a elegir el sistema de tratamiento más idóneo y eficiente, porque además de la acidez protónica se incluye la acidez mineral, aspecto que por lo general no se considera en los métodos clásicos de caracterización. Un agua de mina, se puede considerar como agua netamente ácida cuando tiene pH menor a 4,5 y elevados contenidos de carga metálica.

Para ajustar la eficiencia del sistema de tratamiento, es recomendable determinar curvas de acidez del agua a tratar, que se elaboran por adición de iones OH- provenientes de una base o álcali (solución de NaOH al 0,02N), los contenidos de acidez suelen cambiar en época seca y húmeda del ciclo hidrológico.

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Figura 1. Curvas de acidez de agua de mina.

Figura 2. Rangos de movilización del

Aluminio en función al pH. Otro aspecto a tener en cuenta en la elección del sistema de tratamiento, son los rangos de movilización de las especies minerales presentes y/o compuestos que se formarán en el proceso de neutralización (hidróxidos, carbonatos, sulfuros), a fin de evitar la redisolución de las fases sólidas formadas y el consumo innecesario de material o reactivo de neutralización (ver Figura 2).

Por lo general, el Fe3+ disuelto presente en aguas ácidas forman fases sólidas a pH menor a 4,5 y si no se les retira del proceso de tratamiento a pH mayor a 5 se redisuelven y pasan nuevamente a la fase líquida. De igual forma la movilización y redisolución de las fases sólidas del Aluminio (hidróxidos de aluminio) formadas en los procesos de neutralización se produce generalmente en rangos de pH de 3,7 y 5 y si no se les retira del tratamiento a pH mayor a 6 se redisuelven y pasan nuevamente a la fase líquida (Fig. 2), en ambos casos esto incrementa los costos de tratamiento y el volumen de lodos, además de reducir la efectividad del tratamiento. 5. GESTION DEL AGUA EN ZONAS MINERAS La legislación sobre aguas en el sector minero de Perú contempla dos tipos de Aguas principalmente: las relacionadas a cursos de aguas naturales ubicadas aguas arriba del área minera o aguas que discurren en áreas cercanas al proyecto, que representan la base hidrológica de la zona y pueden recibir descargas de mina y que corresponden a lagunas, quebradas y ríos generalmente, denominadas Cuerpos Receptores cuya concentración se mide en concentraciones totales, y los Efluentes de Mina que son las descargas que se producen desde el interior de las labores mineras, que están reguladas por la R.M. 011-96-EM y el D.S. 010-2010-MINAM de descarga de efluentes líquidos procedentes de actividades minero-metalúrgicas. La gestión del recurso hídrico se inicia con la delimitación de la cuenca o subcuenta en donde se emplazan las instalaciones mineras, y se identifican las

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aguas con y sin afección, es decir, si son efluentes o cuerpos receptores, tal como se puede ver en la Figura 3. Además esto permite ubicar los puntos de monitoreo y control de la aguas superficiales del lugar (cuerpos receptores y efluentes). Por otro lado, para evitar el ingreso de las aguas superficiales a las labores mineras y reducir el volumen de agua a tratar como efluente, es necesario conducir las aguas por separado. Por lo general las aguas limpias sin afección son conducidas a través de los canales de derivación o coronación hacia aguas abajo de las instalaciones mineras (cuerpos receptores), y las aguas de mina denominas efluentes conducirlas mediante un canal colector o una red de tuberías a la planta de tratamiento (Fig. 3) y finalmente el agua tratada descargarla a un curso receptor si cumple con los estándares ECAs vigentes.

Figura 3. Gestión de las aguas en zona

minera y localización de puntos de monitoreo.

A partir de la data obtenida de las estaciones meteorológicas más cercana a la zona del proyecto, se toma la información de la precipitación del lugar

y las características de la cuenca aportante, se determina el caudal de diseño para dimensionar la sección de los canales de coronación que evitan el ingreso de de las aguas superficiales hacia los Depósitos e instalaciones mineras a proteger.

Figura 4. Cálculo de las características hidráulicas del flujo de agua a derivar

utilizando el programa H-Canales. Estándares de Calidad Ambiental (ECA´s): Son medidas que establecen el nivel de concentración de elementos, sustancias o parámetros físicos, químicos y biológicos, presentes en el agua, en su condición de cuerpo receptor, que no representa riesgo significativo para la salud de las personas ni al ambiente. Son un referente obligatorio en el diseño de las normas legales, las políticas públicas y el diseño y aplicación de todos los instrumentos de gestión ambiental. La Ley establece que los ECAs de Agua son referentes obligados en la certificación ambiental. Estos ECAs reemplazan a los Límites establecidos en la Ley General de Aguas (actualmente derogada por la Ley de Recursos Hídricos), y han sido promulgados mediante D.S. 002-2008-MINAM (ECA de Agua) y D.S. 023-2009-MINAM que se aplican en la determinación de la calidad de las aguas de los cuerpos receptores.

241

Límites Máximos Permisibles (LMP´s): Son medidas de la concentración o del grado de elementos, sustancias o parámetros físicos, químicos y biológicos, que caracterizan a un efluente o una emisión, que al ser excedida causa o puede causar daños a la salud, al bienestar humano y al ambiente. Su cumplimiento es exigible legalmente por la respectiva autoridad competente. Tabla 1. Niveles Máximos Permisibles para Efluentes de Unidades Minero-Metalúrgicas

Parámetro

Unidad

Decreto Supremo 010-2010-MINAM Cualquier Momento

Promedio Anual

pH u.e. 6-9 6-9 STS mg/l 50 25 Aceites y Grasas

mg/l 20 16

Cadmio mg/l 0,05 0,04 Mercurio mg/l 0,002 0,0016 Plomo mg/l 0,2 0,16 Cobre mg/l 0,5 0,4 Zinc mg/l 1,5 1,2 Hierro (1) mg/l 2,0 1,6 Cromo H. mg/l 0,1 0,08 Arsénico mg/l 0,1 0,08 Cianuro Total (2)

mg/l 1,0 0,8

Nota: (1) Concentraciones de metales disueltos. (2) 1,0 mg/l de cianuro total es equivalente a 0,1 mg/l CN libre y 0,2 mg/l CN wad. Estos límites máximos permisibles para efluentes líquidos descargados hacia el ambiente por las unidades minero-metalúrgicas nuevas o en operación están

contemplados en el D.S. 010-2010-MINAM, y deben medirse en los puntos de descarga a fin de determinar la concentración de cada uno de los parámetros regulados y el volumen de descarga en metros cúbicos por día. Finalmente, el volumen de los efluentes determinará la frecuencia del monitoreo, así como la periodicidad del reporte a remitir a la autoridad correspondiente. 6. DIMENSIONADO DE PLANTAS DE NEUTRALIZACION Una de las variables para el diseño de la planta de tratamiento es el consumo de material reactivo necesario para alcanzar la neutralización de los efluentes. Esta tasa de consumo experimental junto con las características hidráulicas y geoquímicas ayuda a determinar el tamaño de los dispositivos de tratamiento. Para determinar el consumo de material reactivo necesario para neutralizar los efluentes de mina, se realizan una serie de ensayos en laboratorio, con el fin de determinar experimentalmente el tamaño de los dispositivos de tratamiento, la secuencia de la operación y los tiempos de tratamiento en cada etapa y/o dispositivo. Para ello, se toman muestras de agua en los puntos de descargas de aguas ácidas y en laboratorio se realizan una serie de ensayos de neutralización por etapas con separación de sólidas formados en el proceso y ensayos directos de neutralización de una sola etapa. El equipo utilizado en laboratorio incluye pHmetro, vaso de precipitados, agitador magnético, balanza de precisión, medidor del potencial redox, tal como se puede observar en la siguiente Foto.

242

Foto 1. Equipo de ensayos experimentales.

6.1. Ensayos experimentales Las curvas experimentales del consumo de reactivo requerido para abatir la acidez de las aguas de mina hasta su neutralización y eliminación de carga contaminante, se realizaron mediante valoradores empleando NaOH y ensayos de neutralización en donde se emplearon cal como reactivo. La muestra procedente de las labores mineras que drenan aguas acidas se subdividen con la finalidad de obtener la mayor cantidad de ensayos y obtener un gran número de Curvas de Neutralización y detectar las zonas de hidrólisis y/o de tamponamiento de los elementos Fe, Al, Zn principalmente, en donde se forman las fases sólidas en forma de hidróxidos, mediante el cual la carga metálica pasa de fase disuelta a fase sólida, condición en donde se puede realizar la separación sólido-líquida. Estos ensayos de Neutralización se realizan cumpliendo parámetros de calidad que cuiden la originalidad y representatividad de las muestras de agua de mina recolectadas en campo. A continuación se presentan algunos ensayos realizados:

6.1.1. Ensayos Directos. Los ensayos directos de una sola etapa se realizaron a efluentes ácidos con contenidos de Fe, AL, Cu, Zn, Mn inferiores a 200 mg/l y consiste en realizar el proceso de neutralización en una sola etapa hasta alcanzar el pH de 8 o 9, en donde, después de un tiempo de decantación se obtenía una separación sólido líquida como la que se observa en la Foto 2. Este proceso funciona de forma similar a las plantas de tratamiento de aguas acidas en operación en las distintas explotaciones mineras.

Foto 2. Resultados del tratamiento de aguas ácidas de mina en ensayos experimentales.

6.1.2. Ensayos por Etapas. Se suele realizar ensayos por etapas cuando los contenidos de AL y Zn en las aguas de mina son significativos (superior a 1000 mg/l), el objetivo era obtener en cada etapa un lodo con elevado contenido metálico que podía enviarse a la planta concentradora o a un proceso similar para su recuperación, y en algunos casos destinarlos a una nueva aplicación como los lodos con elevada contenido de aluminio a la mejora del Anfo como explosivo y obtener anfo aluminizado.

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En la Foto 3 se muestra los lodos obtenidos en un ensayo de neutralización de tres etapas: en la primera etapa se alcanzo el pH 4 y se retiraron lodos de color ocre naranja (M-1) que corresponden a hidróxidos de Fe principalmente, en la segunda etapa se continuo con el proceso de neutralización hasta alcanzar el pH 5,5 en donde se obtuvieron lodos de color blanquecino (M-2) correspondiente a los hidróxidos de Al mayoritariamente, y finalmente en la tercera etapa de tratamiento el pH alcanzo valores superiores a 8,5 en donde se recupero un lodo marrón oscuro a negro (M-3) que corresponde a las fase sólidas de Zn como compuesto mayoritario y en menor proporción al resto de elementos como Mn, Mg, Pb presentes en el agua de mina que pasaron a fase sólida a pH superiores al neutro.

Foto 3. Fases sólidas obtenidas en un ensayo secuencial por etapas retirando fases sólidas. Si no se retiran los lodos de Fe y Al del proceso de tratamiento, a pH superiores al rango de movilización de estos elementos 4 y 5,5 respectivamente, estas fases sólidas formadas se redisuelven y pasan nuevamente al agua, por lo que se requeriría añadir mayor cantidad de material alcalino (cal) para hacer que formen nuevamente fases sólidas (pH 8) y poder retirarlos del agua, lo que hace que en el proceso se incremente el

consumo de cal, por tanto, el costo de tratamiento de las aguas ácidas de mina sea más elevado. 6.2. Procedimiento típico de

neutralización por etapas. Después de realizar un gran número de ensayos de neutralización en laboratorio, para determinar los rangos de movilización de los elementos mayoritarios presentes en las aguas ácidas de mina y el consumo de cal en el tratamiento, se ha elegido un drenaje tipo presentado en la Tabla 2, que tiene pH<3 y concentraciones de Fe, Al, Mn, Zn y otros, y cuyos resultados se presentan a continuación.

Tabla 2. Características de un drenaje tipo para neutralización.

Este ensayo se realizó con una muestra de 500 ml y por los contenidos metálicos en el agua se ha diseñado un tratamiento en dos (2) etapas, en la primera etapa se alcanzó pH 6 y se retiraron los lodos con Fe y Al, en la segunda etapa el tratamiento alcanzo pH 9 que es el pH límite que contemplan las normas vigentes en el sector minero de Perú, y en donde se obtuvo un sedimento con elevado contenido de Zn con posibilidades de recuperación. En las Figuras 4 y 5 se pueden observar las curvas de consumo de cal y de la evolución del redox durante el proceso de neutralización. La Figura 4 muestra las zonas de formación de fases sólidas o tamponamiento debido a la hidrólisis de

pHFe Al Mn Mg Pb Zn

mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l Concentraciones Totales

2,9 180 90 95 70 5 1200

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Fe, Al y Zn principalmente, estas zonas corresponden con los rangos de pH en donde se forman fases sólidas de estos elementos. Según se incrementa el pH en el tratamiento del drenaje de mina, los valores de Eh descienden hasta valores de 50 mV que corresponden a aguas naturales sin afección, por lo general el rango de Eh de las aguas ácidas de mina esta entre 400 a 850 mV.

Figura 4. Curva de neutralización y zonas de

formación de fases sólidas de Fe, Al y Zn.

Figura 5. Evolución del Eh en el

tratamiento. Por la forma de las curvas y los resultados en el ensayo de laboratorio, es acertado proponer que el tratamiento de este efluente debe realizarse en dos (2) etapas: la primera etapa abarcaría hasta

alcanzar el pH = 6 en donde se retirarían las fases sólidas de Fe, Al y Mn (parcialmente), luego se continuaría con el proceso añadiendo cal hasta alcanzar el pH 9, en esta segunda etapa se retiraría los lodos formados mayoritariamente por hidróxidos de Zn y otros elementos en menor cantidad como Pb, Mn. Los lodos obtenidos en la segunda etapa se podrían enviar a planta concentradora para su recuperación junto con el concentrado de Zn principalmente. En la Figura 4 se han marcado 3 zonas de tamponamiento sobre la curva de consumo de cal (acidez equivalente), indicada por el pH y los cambios de la pendiente de la curva, de donde se deduce la cantidad de cal que se necesita para retirar del agua los contenidos de Fe, Al y Zn en forma de fases sólidas. Las zonas de hidrólisis en rango ácido correspondiente al Hierro (pH 3 - 3,7) y al Aluminio (pH 4,5 – 5-8), representa el retiro de carga metálica del agua que a su vez genera acidez, dando como resultado el tamponamiento temporal del sistema, manifestada en las siguientes reacciones: Fe3+ + 3 H2O → Fe(OH)3 + 3 H+ Ec. 5 Al3+ + 3 H2O → Al (OH)3 + 3 H+ Ec. 6

A partir del pH 6 hasta pH 8 también se ve un tamponamiento del sistema en este caso inducido por el elevado contenido de Zn en este efluente.

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Foto 4. Lodos obtenidos en el tratamiento

secuencial por etapas En la Foto 4 se observan las fases sólidas obtenidas en el ensayo: en la 1ª etapa los sólidos tienen una coloración marrón-naranja en donde las fases mayoritarias son los hidróxidos de hierro y aluminio, en la 2ª etapa los sólidos obtenidos al final del ensayo a pH 9,0 tiene una coloración marrón oscura que correspondería mayoritariamente a las fases sólidas de Zn (hidróxidos de Zinc). El tiempo de duración de este ensayo es algo mayor a los ensayos directos de una sola etapa, debido a que se hace una parada para que decanten y precipiten las fases sólidas formadas y poder retirarlas del sistema, después del tiempo de reposo se continúa con el ensayo añadiendo cal para seguir con el proceso de neutralización. 6.3. Diseño de la planta de

neutralización. Con los resultados obtenidos en los ensayos se procede al dimensionado del sistema de tratamiento para cada tipo de agua de mina, cuidando que el pH final y

la carga metálica del agua tratada (neutralizada) cumpla con los límites máximos y estándares referenciales contemplados en la legislación minero-ambiental vigentes en el sector minero de Perú, como: los Límites Máximos Permisibles del D.S. 010-2010-MINAM, así como en los ECA de Agua (D.S. 002-2008-MINAM y D.S. 023-2009-MINAM). 6.3.1. Dosificación de Cal En el tratamiento por etapas, para pasar a fase sólida los contenidos de Fe y Al se requiere alcanzar el pH 6 y para ello se gastarán 380 g/l de Cal, y para pasar todo el Zn contenido en el agua a fase sólida se debe añadir Cal hasta llegar a pH 8 o 9 en donde el consumo de cal alcanza los 860 mg/l (Fig. 6). Si no se retira los lodos de la primera etapa, estos pueden redisolverse y pasar nuevamente al agua del sistema, por lo que habrá que añadir más cal para precipitarlos por sobresaturación, haciendo más costo el tratamiento de las aguas ácidas. Comparando este consumo de Cal en una planta de 2 etapas con un tratamiento directo en 1 sola etapa el ahorro de Cal representa entre 15 a 20 %, además de que en el proceso por etapas es posible recuperar Zn de los lodos de la segunda etapa.

246

Figura 6. Consumo de cal en un ensayo por

etapas. En general los procesos de neutralización con cal permiten cumplir con los límites de descarga para metales pesados e incluyen básicamente 4 actuaciones o pasos: • Control del pH

• Agitación/Retención: para no incurrir en la pasivación de la cal, logrando que esta se disuelva y precipiten los metales.

• Separación sólido-líquido: para permitir la sedimentación de óxidos/hidróxidos de metales, puede realizarme mediante procesos de floculación, coagulación o secuestro de fases sólidas.

• Descarga: descarga del efluente limpio cumpliendo la calidad y los estándares adecuados.

La aplicación de un tratamiento de aguas ácidas por etapas, permite obtener lodos con características bien definidas y de similares características, con posibilidades de recuperar metales de los lodos de proceso.

El agua del proceso de tratamiento se puede descargar a un curso de agua natural del lugar, previo control de su calidad a fin de causar el mínimo impacto ambiental. Los lodos que no tengan interés de recuperación se almacenarán en depósitos adecuados para ello o se envian al depósito de relaves. 6.3.2. Ensayos de Floculación Para mejorar la eficiencia en la separación de sólidos, se suelen realizar ensayos de floculación o coagulación con el objeto de determinar la dosis y el tipo de floculante mediante el Test de Jarras. Respecto al floculante elegido (FeSO4, FeCl3 u otro), el procedimiento que se sigue, consiste en adicionar Cal hasta alcanzar el pH de tratamiento (pH=8,5-9), luego dividir el agua del proceso de neutralización en 6 volumen iguales (1 litro), posteriormente y con la debida agitación adicionar simultáneamente a cada muestra diferentes dosis de floculante y seguir un programa de agitación, iniciando con agitación rápida para seguir por agitación media y luego dejar sedimentar los lodos formados en el proceso de neutralización. 7. CONCLUSIONES. La caracterizar las aguas ácidas de mina en función a la acidez ayuda a elegir el sistema de tratamiento más idóneo y eficiente, ya sea mediante sistemas activos o semi-pasivos, porque además de la acidez protónica se incluye la acidez mineral, aspecto que por lo general no se considera en los métodos clásicos de caracterización.

247

El dimensionado del sistema de tratamiento para aguas ácidas basado en el contenido de acidez y por etapas, por un lado, permite aprovechar mejor los recursos gastando menos cal en el proceso de neutralización, y por otro, permite recuperar metales de los lodos del proceso. Esto hace que los

tratamientos de aguas ácidas sean más eficientes, de menor costo y de mayor control ambiental.

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PRODUCCIÓN MÁS LIMPIA Y BUENAS PRÁCTICAS EN EL MANEJO DE AGUAS EN

MINAS SUBTERRÁNEAS PRODUÇÃO MAIS LIMPA E BOAS PRÁTICAS

NA GESTÃO DA ÁGUA EM MINAS SUBTERRÂNEAS

BEATRIZ OLIVO CHACÍN

Mg.Sc, Geógrafo, Centro Venezolano de Producción Más Limpia olivobeatriz@gmail.com

(RESUMEN --- RESUMO) Tal vez el impacto más significativo de una mina subterránea sea el efecto en la calidad y disponibilidad de los recursos hídricos de la zona. Las preguntas principales son si tanto el agua superficial como el agua subterránea permanecerán aptas para consumo humano, y si la calidad de las aguas superficiales del área seguirá siendo adecuada para mantener las especies acuáticas nativas y la vida silvestre terrestre. En esto, el drenaje ácido se considera una de las amenazas más graves a los recursos hídricos y, en general, no hay tecnologías acabadas de tratamiento para las aguas ácidas, siendo la prevención la acción ideal. Además, debido a que las operaciones en la mayoría de las minas subterráneas se realizan por debajo del nivel freático, el agua debe ser bombeada y extraída continuamente de la mina. Esta extracción puede bajar el nivel freático, lo que resulta en el desecamiento temporal de pozos y fuentes y en la reducción del flujo de ríos y arroyos, lo que tiene impacto en las comunidades locales y en el hábitat. Pocas décadas atrás, la disposición de aguas residuales se efectuaba sin limitaciones a cuerpos y cursos de agua. Como consecuencia de la normativa ambiental y de los avances tecnológicos han surgido nuevas opciones de disposición, y actualmente la industria minera realiza esfuerzos para mitigar los efectos de sus vertidos. Sin embargo, todavía muchos ingenieros y empresarios de minas creen que la industria minera no tiene alternativa para producir eficientemente sin dejar de contaminar el ambiente. Con este argumento, recurren a proyectos de remediación sin lograr restaurar los daños causados y, en la mayoría de los casos, la solución a los problemas de contaminación del agua se reduce al tratamiento de los efluentes al final del proceso.

La aplicación de los principios de la producción más limpia y buenas prácticas en la minería subterránea, significa no permitir derrames a los cuerpos de agua ni agotar los acuíferos de manera irresponsable. Este concepto sigue una pauta de

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prioridades, siendo la de mayor relevancia la reducción en las fuentes, ya que ataca el problema en su raíz.

Por lo demás, al incorporarse procesos limpios y buenas prácticas, se contribuye de manera importante en el cambio de percepción de la comunidad respecto a la actividad minera en lo que se refiere a la protección del ambiente y obviamente al alcanzarse una producción más limpia, el impacto será menor; consecuentemente, la remediación y sus costos serán menores.

Desde esta perspectiva, fomentar la producción más limpia representa un gran reto para el sector minero. Es una oportunidad para implementar una nueva manera más proactiva de actuar frente al tema ambiental y en un mundo en que las exigencias ambientales aumentan cada día más, ofrece una alternativa de trabajo más lógica y de acuerdo con los principios del desarrollo sustentable. PALABRAS CLAVE: producción más limpia, buenas prácticas, drenaje ácido, gestión de efluentes mineros. 1. ANTECEDENTES GENERALES 1.1 Minería y recursos hídricos El agua en la Tierra se encuentra principalmente en los mares y océanos, cubriendo el 71% de la superficie terrestre. Sin embargo, el 97% de toda el agua existente es agua de mar y sólo el 3% restante corresponde a agua dulce, del cual un 2% está congelada en los polos y sólo el 1% es agua dulce natural líquida, la que en gran parte se encuentra en acuíferos muy profundos difíciles de aprovechar. En un escenario de creciente escasez, este recurso es fuente de conflictos no sólo entre sectores productivos competidores por su uso (minería vs agricultura) sino también respecto a su disponibilidad para el consumo humano, lo que obliga a buscar soluciones de fondo y acciones de largo plazo frente al tema de disponibilidad hídrica. En los últimos tiempos, la minería enfrenta una creciente competencia por el

agua de parte de otras actividades productivas y mayores exigencias ambientales de la autoridad en materia de descargas a aguas. Es así como, las empresas mineras realizan grandes esfuerzos, tanto para reutilizar el recurso en sus procesos, como para llevar a cabo un tratamiento adecuado de los efluentes generados, debido al potencial de contaminación del agua y su consecuente efecto en la salud humana y el ambiente. No existe minería sin agua. Para la minería la disponibilidad y gestión adecuada del agua es clave para su sustentabilidad de largo plazo. También, la compleja legislación está haciendo del agua un componente cada vez mayor en la ecuación de costos que deben enfrentar las mineras. El desafío es de gran envergadura y reviste la calidad de estratégico. Tal vez el impacto más significativo de una mina es el efecto en la calidad y disponibilidad de los recursos hídricos en la zona del proyecto. Las preguntas

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principales son si tanto el agua superficial como el agua subterránea permanecerán aptas para consumo humano, y si la calidad de las aguas superficiales en el área de la mina seguirá siendo adecuada para mantener las especies acuáticas nativas y la vida silvestre terrestre. Por ello, la industria minera debe asignar importancia fundamental al uso racional y eficiente del agua en sus operaciones, adoptando acciones para optimizar su consumo a través de mejores prácticas de gestión y/o de la introducción de mejores tecnologías que reduzcan la demanda y por esta vía liberen recursos ante la misma oferta de agua. Los esfuerzos de búsqueda se han centrado en soluciones ingenieriles y técnicas para reducir el consumo de agua y aumentar la reutilización del recurso hídrico. El uso eficiente del agua y el manejo responsable son el centro de atención para muchas mineras. Y esto es principalmente un problema de costos. Los costos crecientes vinculados al abastecimiento de agua (bombearla y transportarla) y de tratamientos de efluentes para alcanzar los cada vez más altos estándares de calidad requeridos son los principales impulsores. Es un desafío cada vez mayor para la industria. 1.2 El consumo de agua en minería

El concepto consumo de agua incluye todas aquellas actividades en las que el uso de agua produce pérdidas en relación con la cantidad inicial suministrada.

El agua usada en minería, puede ser reutilizada debido a la aparición de nuevos procesos que permiten eliminar los contaminantes que estas aguas han incorporado durante sus procesos. Y, sea cual sea el proceso u operación unitaria en minería, se utilizan en mayor o menor

medida volúmenes de agua para contribuir a la eficiencia del mismo.

También existe consumo de agua en las actividades que se realizan en los campamentos: bebida, cocción, lavado, riego y baños, pero son volúmenes poco significativos frente al total consumido en una operación minera.

Planta de beneficio

Mina, campamento, otros

Aguas recicladas

Agua fresca

Descargas

Usos alternativos

Usos ecológicos

Disposición final

Pérdida

Fuente: Cochilco. Uso eficiente de aguas en la industria minera y buenas prácticas, 2002

Sin embargo, como toda actividad industrial, el uso y reutilización del recurso hídrico es limitado por su calidad y los costos de disponer de tecnología adecuada para su tratamiento.

Por ello, cada vez son mas las empresas mineras que optimizan su consumo con mejores prácticas: mejoramiento en la operación de relaves; optimización de las instalaciones existentes; estudio de tecnologías de recuperación en la planta, introducción de nuevas tecnologías: osmosis, uso de agua de mar en procesos, desarrollo de equipos de espesamientos que garanticen altas concentraciones de sólidos, desarrollo de modelos e instrumentos de control de percolación en

252

pilas de lixiviación e investigación en usos alternativos del agua de sobrenadantes, por ejemplo, en agricultura, floricultura etc.

En la minería subterránea el consumo de agua es más reducido que en la superficial y el problema consiste más bien en extraer el agua natural que se empoza al fondo de los trabajos, la que puede provenir de lluvias o de afloramientos de las napas subterráneas. Este flujo de agua requiere ser evacuado de las instalaciones de la mina, puesto que puede ser ácido y tener altos niveles de concentración de metales, los que pueden llegar a ser corrosivos, reactivos o abrasivos, dependiendo de los tipos de materiales de las instalaciones. 1.3 Contaminación del agua en minería

subterránea Los efluentes provenientes de la actividad minera se generan en una serie de diferentes procesos que ocurren en la faena para la obtención del metal deseado. En los procesos de la metalurgia extractiva, se mueven importantes volúmenes de material tanto estéril como mineral y se utilizan importantes cantidades de agua, en particular en los procesos de concentración del mineral, así como también en el tratamiento hidrometalúrgico de los minerales lixiviables. En algunos casos, los efluentes se producen por acción de aguas que afloran naturalmente sin poder evitarse su ingreso a las instalaciones mineras, por ejemplo los drenajes ácidos de mina. Las minas subterráneas, aunque son menos destructivas en términos de volúmenes de residuos e impactos directos sobre la vegetación de la superficie que las minas a cielo abierto, pueden ocasionar importantes impactos ambientales. Los túneles pueden ser

fuente de contaminación de las aguas freáticas cuando éstas entran en áreas expuestas. Este tipo de contaminación puede ocurrir por décadas después de que haya cesado la minería y son difíciles de controlar. También, los sitios de entrada de agua, bocaminas y túneles de ventilación activos y abandonados, grietas por subsidencia, aguas de lluvia y aguas de escorrentía, corrientes superficiales y subsuperficiales, deben ser considerados como canales de acceso del agua a los frentes de trabajo y como mecanismos de transporte de partículas en suspensión de metales pesados, entre otros. El tipo de roca y las características del mineral tienen importante influencia sobre el alcance potencial de la degradación ambiental. Debido a que los metales muchas veces se encuentran distribuidos en pequeñas cantidades en los yacimientos, un gran porcentaje del material excavado de una mina se convierte en desecho y si no se utilizan y controlan adecuadamente, los reactivos utilizados pueden producir problemas de contaminación del agua a largo plazo. También, la sedimentación es uno de los principales impactos ambientales en la fase de construcción de una mina subterránea, y son el resultado de la apertura de los túneles y de la remoción de vegetación y tierra en superficie para construir instalaciones auxiliares y áreas de trabajo. Una vez eliminada la vegetación, el suelo es arrastrado con facilidad hacia los cursos de agua cercanos, lo que ocasiona la sedimentación de los lechos. Cuando las partículas sólidas o los sedimentos se depositan en los cursos de agua, se altera el patrón del flujo y se reduce la capacidad de acarreo del agua, lo cual puede conducir a inundaciones.

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La sedimentación también puede obstruir las branquias de los peces, acabar con los lugares de desove y afectar el hábitat de los organismos de habitan en el fondo. Por último, las aguas turbias impiden la transmisión de la luz, y esto ocasiona la reducción de la velocidad de la fotosíntesis y la subsiguiente reducción del contenido de oxígeno en el agua. Una velocidad de fotosíntesis reducida significa la disminución de la vegetación y fauna, y la degradación del ecosistema en general. También, durante la operación minera se puede generar la migración del agua subterránea con bajos niveles de acidez o altos niveles de contaminantes metálicos debajo de los depósitos de estériles o de relaves y la utilización de aguas superficiales o subterráneas para el procesamiento de minerales y su potabilización. Debido a que las operaciones en la mayoría de minas subterráneas y en las minas profundas a cielo abierto se realizan por debajo del nivel freático, el agua debe ser bombeada y extraída continuamente de la mina. Esta extracción puede bajar el nivel freático en el área cercana, lo que resulta en el desecamiento temporal de pozos y fuentes y la reducción del flujo de ríos y arroyos, lo que tiene un impacto en las comunidades locales y en el hábitat. En particular, los impactos al agua ocasionados por las escombreras pueden ser más severos cuando son utilizadas para almacenar materiales tóxicos. Por lo tanto, se deben tomar todas las medidas razonables para retirar de la corriente de residuos aquellas sustancias tóxicas como el cianuro, los ácidos y los metales pesados antes de su almacenamiento. Esto reduce o elimina los impactos ambientales en caso de derrames, y también minimiza el riesgo para la

vegetación y la fauna que tiene algún contacto con el depósito durante o con posterioridad a su operación. 1.4 Legislación venezolana sobre la materia La preocupación por la contaminación ambiental es un tema que cada vez más adquiere importancia en la sociedad, lo que se ha traducido en una creciente presión hacia nuevas disposiciones legales. El rol que cumplen las normas ambientales es fijar los valores máximos permisibles de contaminantes con el fin de proteger la salud y el ambiente. Tomando en consideración que el agua es un recurso natural único y escaso, esencial para la vida y las actividades productivas, una de las metas ambientales más importantes de cualquier país debe ser mejorar la calidad de sus aguas a través de distintos instrumentos de gestión ambiental como lo son las normas (como instrumentos de gestión de los efluentes). En este contexto, la industria minera, en materia de impacto ambiental, ha debido someterse a una serie de normas ambientales que regulan los contaminantes emitidos por la actividad. En el caso particular de la normativa venezolana, no existe un marco regulatorio específico aplicable a efluentes mineros de minas subterráneas o incluso superficiales. Esto es así por la poca relevancia que ha tenido el desarrollo de la actividad minera en el país, pero también solo en contadas ocasiones se hace alguna precisión en las diferentes normas a las actividades petroleras, que es la principal fuente de ingresos del país. A los efectos de esta ponencia se menciona la existencia de dos instrumentos legales aplicables: la Norma COVENIN 2247-91 Excavaciones a cielo

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abierto y subterráneas. Requisitos de seguridad y, el Decreto 883 del 11/10/1995 Normas para la clasificación y el control de la calidad de los cuerpos de agua y vertidos o efluentes líquidos. La Norma COVENIN 2247-91 aprobada en junio 1991, en su acápite referido a las excavaciones subterráneas señala que en las minas donde el nivel de agua varía considerablemente por infiltraciones deberá mantenerse una capacidad instalada de bombeo suficiente para el desagüe del máximo nivel alcanzado y estas bombas de achicamiento serán eléctricas y accionadas independientemente. También señala que donde haya grandes infiltraciones en los niveles superiores deberá haber tanques secundarios o auxiliares para recoger las aguas, que igualmente servirán en minas profundas como depósitos para el bombeo desde el fondo de la mina hacia estos tanques y de allí a la superficie. En cuanto a la calidad de las aguas, se tiene como referencia el Decreto 883 del 11/10/1995 mediante el cual se dictan las Normas para la clasificación y el control de la calidad de los cuerpos de agua y vertidos o efluentes líquidos. En este decreto se clasifican las aguas según el uso a que se destinen y según esta clasificación se establecen los criterios y los niveles de calidad exigibles. Y, como se indicó antes, contiene algunas menciones específicas para el sector petrolero. Según este decreto las aguas se clasifican en: Tipo 1 Aguas destinadas al uso doméstico y al uso industrial que requiera de agua potable, siempre que ésta forme parte de un producto o sub-producto destinado al consumo humano o que entre en contacto con él. Las aguas del tipo 1 se desagregan en los

siguientes sub-tipos: Sub Tipo 1A: Aguas que desde el punto de vista sanitario pueden ser acondicionadas con la sola adición de desinfectantes. Sub Tipo 1B: Aguas que pueden ser acondicionadas por medio de tratamientos convencionales de coagulación, floculación, sedimentación, filtración y cloración. Sub Tipo 1C: Aguas que pueden ser acondicionadas por proceso de potabilización no convencional. Tipo 2 Aguas destinadas a usos agropecuarios. Las aguas del Tipo 2 se desagregan en los siguientes sub-tipos: Sub Tipo 2A: Aguas para riego de vegetales destinados al consumo humano. Sub Tipo 2B: Aguas para el riego de cualquier otro tipo de cultivo y para uso pecuario. Tipo 3 Aguas marinas o de medios costeros destinadas a la cría y explotación de moluscos consumidos en crudo. Tipo 4 Aguas destinadas a balnearios, deportes acuáticos, pesca deportiva, comercial y de subsistencia. Las aguas del Tipo 4 se desagregan en los siguientes subtipos: Sub Tipo 4A: Aguas para el contacto humano total. Sub Tipo 4B: Aguas para el contacto humano parcial. Tipo 5 Aguas destinadas para usos industriales que no requieren de agua potable. Tipo 6 Aguas destinadas a la navegación y generación de energía. Tipo 7 Aguas destinadas al transporte, dispersión y desdoblamiento de poluentes sin que se produzca interferencia con el medio ambiente adyacente. El decreto indica las actividades según la Clasificación Industrial Internacional Uniforme de las Naciones Unidas que se

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someten a su aplicación, y que en lo que se refiere al sector minero son:

• Explotación de minas de carbón

• Extracción de mineral de hierro

• Extracción de minerales no ferrosos

• Extracción de piedra, arcilla y arena

• Extracción de minerales para fabricación de abonos y elaboración de productos químicos

• Explotación de minas de sal

• Extracción de minerales

• Fabricación de productos diversos derivados del petróleo y del carbón

• Fabricación de cemento, cal y yeso

• Industrias básicas de hierro y acero

• Industrias básicas de metales no ferrosos

Quedan también sujetas a las disposiciones contenidas en este decreto, las actividades que generen vertidos líquidos no incluidas en el decreto, que se señalan a continuación:

a) Actividades cuyos vertidos contengan elementos tóxicos o nocivos indicados en el Grupo I.

b) Actividades cuyos vertidos superen una Población Equivalente (PE) de 1000 PE en términos de Demanda Bioquímica de Oxígeno (DBO5,20), con sólidos suspendidos por encima de 90 g/hab/día o DBO5,20 mayor de 54 g/hab/día, o que afecten desde el punto de vista sanitario áreas recreacionales o cuerpos de agua.

c) Las aguas servidas que en su conjunto, en cada ciudad o población, tengan descargas que excedan el límite de 1000 PE, en términos de

DBO5,20 o con una DBO5,20 mayor de 54 g/hab/día.

Los constituyentes de los vertidos líquidos se agrupan en dos categorías: GRUPO I: Sustancias para las cuales existe evidencia teórica o práctica de su efecto tóxico, agudo o crónico. GRUPO II: Sustancias o parámetros que aun cuando no se conozca de su efecto tóxico, agudo o crónico, generan condiciones en el cuerpo receptor que afectan la biota o perjudican cualquier uso potencial de sus aguas. Los límites de descarga del primer grupo deberán cumplirse, sin excepción, para todas las descargas a cuerpos de agua, medio marino-costero y submarino, redes cloacales y para disposición directa sobre el suelo. El Ministerio del Ambiente determinará los límites para sustancias que no los tengan fijados, en función de los estudios que presente el administrado. Los límites de descarga del segundo grupo podrán ajustarse a las características actuales del receptor, sujetas a las restricciones que imponga la capacidad de asimilación de éste, aplicando como criterio general que las descargas no alteren la calidad del mismo. En los casos de cuerpos de agua sujetos a una clasificación la calidad de las aguas estará definida por los parámetros que correspondan según el uso a que hayan sido destinadas. A los efectos de este decreto se establecen los rangos y límites máximos de calidad de vertidos líquidos que sean o vayan a ser descargados, en forma directa o indirecta, a ríos, estuarios, lagos y embalses. Las descargas al medio marino-costero sólo podrán efectuarse en zonas donde se produzca mezcla rápida del vertido con el cuerpo receptor y cumplan con los rangos y límites máximos establecidos.

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Finalmente, por este decreto se prohíbe la dilución de efluentes con agua limpia para cumplir con los límites establecidos.

2. PRODUCCIÓN MÁS LIMPIA

2.1 El desafío de producir más limpio

El ambiente entendido como factor de calidad de vida dentro de las estrategias de desarrollo sostenible es un elemento fundamental hoy en día. El ambiente es la fuente de recursos naturales de los que las empresas se valen en sus procesos productivos, pero también es el vertedero de los efluentes, residuos y emisiones de dichos procesos. La teoría defendida por el biólogo americano Barry Commoner y el economista rumano Nicholas Georgescu-Roegen, sobre las cuatro leyes de la ecología, sigue teniendo plena vigencia: Primera ley Todo está relacionado con todo lo demás: lo que afecta a uno afecta a todos. Segunda ley Todas las cosas han de ir a parar a algún sitio: no hay residuos en la naturaleza y no hay un afuera adonde las cosas puedan ser arrojadas. Tercera ley La naturaleza es sabia: la humanidad ha creado tecnologías para mejorar la naturaleza, pero los tales cambios en el sistema natural, usualmente han sido en detrimento del sistema. Cuarta ley No hay nada que sea gratuito: en la naturaleza, ambos miembros de la ecuación deben estar equilibrados, para cada ganancia hay un costo, y las deudas al final se pagan. Estas cuatro leyes de la ecología determinan una realidad básica desde la que el hombre debe replantearse la ciencia, la técnica, la economía, la política; en resumidas cuentas, replantearse su acción en el mundo para

vivir de una manera ambiental, social, económica y políticamente sostenible. Desde la década de los sesenta en diversos países desarrollados se adoptaron políticas y regulaciones específicas para controlar la contaminación. El tipo de política y regulaciones adoptado por estos países se conoció como comando y control que enfatizaba el desarrollo de estándares ambientales y posterior fiscalización y penalización en el caso de incumplimiento. La implementación de este tipo de regulaciones incentivó el desarrollo de tecnologías fin de tubo, como las plantas de tratamiento de aguas residuales. Lamentablemente, la experiencia práctica internacional demostró que implementar esta política de control de la contaminación no fue exitoso por sí solo, por lo cual en la década de los noventa se complementó con políticas y regulaciones conocidas como producción más limpia, que introducen el concepto de incentivos a las empresas para cumplir con las regulaciones ambientales y el desarrollo de tecnologías y métodos que evitaran la contaminación desde sus orígenes. Mientras se realizan esfuerzos para paliar los efectos de los vertidos, que no resultan suficientes pues la contaminación se incrementa día a día y sus consecuencias son cada día más graves, se pone de relieve que ni las administraciones con competencia en estos temas se esfuerzan tanto como parece ni muchas de las empresas (entre ellas las mineras) realizan una adecuada gestión ambiental.

En todo esto, la meta de la producción más limpia es la de evitar o minimizar la generación de efluentes por la vía de la reducción en el origen, el reciclamiento y/o la reutilización. Se requiere entonces

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de la aplicación de estrategias ambientales preventivas en la generación de efluentes, lo que se traduce en una reducción del riesgo sobre la población y el ambiente y en el mantenimiento de los niveles de agua deseables en los acuíferos.

La experiencia de diversas organizaciones demuestra que prácticamente todas las tecnologías para aplicar una producción más limpia, sean blandas (herramientas de gestión) o duras (cambios tecnológicos), están disponibles en el mercado y, por esa razón, acceder a ellas solo requiere de un esfuerzo de información y adaptación.

La producción más limpia enfrenta el tema de la contaminación de manera preventiva, para identificar mejoras que se orienten a conseguir niveles de eficiencia que permitan reducir o eliminar los efluentes, antes que estos se generen.

La experiencia internacional ha demostrado que a largo plazo la producción más limpia es más efectiva desde el punto de vista económico, y más coherente desde el punto de vista ambiental, con relación a los métodos tradicionales al final del proceso (plantas de tratamiento). Las técnicas de producción más limpia contemplan desde simples cambios en los procedimientos operacionales de fácil e inmediata ejecución hasta cambios mayores que impliquen la sustitución de líneas de producción por otras más limpias y eficientes.

En síntesis, la meta de la producción más limpia es evitar la generación de efluentes, lo cual frecuentemente reduce costos y riesgos, y a la vez, permite identificar nuevas oportunidades.

Sin embargo la producción más limpia no abarca únicamente lo relativo a un proceso en particular, sino que necesariamente debe incorporar, en forma integral la gestión global de la empresa a través de todo el ciclo de vida de producción. Es así que hay que dar especial atención a generar un cambio de actitud en las empresas respecto al tema ambiental, enfocándolo desde una perspectiva de oportunidad de negocios, reducción de costos de operación y riesgo ambiental.

Desde esta perspectiva, fomentar una producción más limpia representa un gran reto para el sector minero, de forma tal de lograr actividades mineras eficientes, tanto en su productividad como en su desempeño ambiental.

2.2 La producción más limpia en minería El uso de tecnologías limpias en el sector minero constituye una urgencia de esta industria por razones que a simple vista parecen comprensibles para todos los actores interesados en el tema. En primer lugar, porque dejarán de ser competitivas ante el empuje de otras de mayor poder económico que rápidamente invadirán un mercado educado en el consumo de productos ecológicos. En segundo lugar, porque las grandes instituciones financieras internacionales dejaron de prestar dinero y otorgar créditos a empresas contaminantes o simplemente por acciones populares totalmente justificadas y validadas por los medios y las instituciones de poder. Cuando se trata de la selección de las tecnologías limpias es preciso analizar el problema de la transferencia de tecnologías como un factor de innegable efecto sobre el ambiente en las comunidades mineras.

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Uno de los criterios más importante para adoptar una u otra tecnología, que frecuentemente no se tiene en cuenta por los tomadores de decisiones, es la del carácter social de las tecnologías y las características de los contextos donde aplican. A menudo los empresarios mineros no comprenden porqué una tecnología que tiene el éxito garantizado en un país determinado cuando se transfiere a otro se convierte en una fuente de contradicciones sociales. La adquisición de nuevas tecnologías es una necesidad, especialmente en la minería de pequeña escala y en la artesanal. Sin embargo, las tecnologías son portadoras de los valores, modos de vidas y rasgos de las comunidades donde fueron creadas, de ahí que al ser insertadas en otro medio necesite de un cierto período de asimilación por parte de las comunidades receptoras. La asimilación depende de innumerables factores, pero tal vez el más importante lo constituye la adaptación, porque incluye en su análisis la cultura como elemento decisivo de la selección tecnológica. La completa aprehensión de esta relación facilitará la comprensión de las causas que provocan el rechazo en las comunidades de la adquisición de nuevas tecnologías y los comportamientos dispares en su utilización en el país ofertante con relación al demandante. Se debe tener en cuenta que la asimilación de una nueva tecnología depende del factor humano y la capacidad de organización de las sociedades receptoras de adaptarse a los procesos inherentes a las tecnologías transferidas. En ello radica, en buena medida, la explicación del fracaso de la modernización tecnológica de muchas minas. Pero, también existen otras causas que se erigen en barreras, en ocasiones

infranqueables, para asumir nuevas tecnologías; se trata de los sistemas culturales de las comunidades cercanas a las minas y que se constituyen en la mano de obra empleada en estas empresas. Se puede afirmar que la dimensión tecnológica del desarrollo sustentable se refiere al uso de un tipo de tecnología que logre el crecimiento económico, en armonía con el ambiente, con el propósito de alcanzar el desarrollo humano. El logro de la sustentabilidad ambiental a partir de la tecnología presupone el reconocimiento de que esta no es neutra y los impactos de una u otra sobre el ambiente responden a los intereses de los grupos implicados en su aplicación y a la evaluación previa de los riesgos que se realizó antes de llevarla a la práctica. Desde este punto de vista la tecnología puede constituirse en un aliado insustituible para la sociedad al humanizar las actividades del hombre y contribuir a la protección de la naturaleza. Ante este panorama existe otro concepto, el de la producción más limpia, cuya finalidad es el de permitir, en forma sistemática y funcional, la prevención de la contaminación en la fuente y la de optimizar el uso de la energía y el agua en las actividades productivas.

Muchos ingenieros y empresarios de minas creen que la industria minera no tiene alternativa para producir eficientemente sin dejar de contaminar el ambiente. Con este argumento, recurren a proyectos de remediación sin lograr restaurar los daños causados pese al alto costo del proyecto.

Una política en cualquier empresa minera que fomente una producción más limpia

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debe incluir, al menos, los siguientes aspectos:

• Prevenir la contaminación en el origen

• Reutilizar y reciclar el recurso efluente o residuo

• Generar mecanismos de transferencia tecnológica (aplicación de tecnologías limpias)

• Incorporar en la gestión global de la empresa el concepto de producción más limpia

• Generar mecanismos de incentivo

Al obtenerse una producción más limpia, sin derramar los relaves y desechos industriales al ambiente, el impacto producido por la industria minera será menor; y en consecuencia, la remediación y sus costos serán menores.

Si los mineros aplican acciones y procesos productivos con la filosofía de la producción más limpia encaminados a un mejoramiento continuo, mediante el control y el uso racional de los recursos, el mejor manejo o eliminación de algunas materias tóxicas, la reducción de la cantidad de efluentes, se verán compensados no sólo con el incremento de su producción sino también con el aumento de sus ingresos, lo que les permitiría mejorar la calidad de vida y la comunidad se beneficiará con mejores condiciones ambientales. A continuación, por ser el tema de estas Jornadas, se limita este análisis a la gestión de los efluentes mineros.

3. GESTIÓN AMBIENTAL DE LOS EFLUENTES MINEROS

3.1 Manejo de efluentes mineros Pocas décadas atrás, la disposición de aguas residuales de procesos industriales se efectuaba sin limitaciones a cuerpos y cursos de agua. Como consecuencia de la normativa ambiental y de los avances tecnológicos han surgido nuevas opciones, que consideran una disminución importante de la descarga al privilegiar la minimización del consumo en la fuente y su reutilización. Como es conocido, los efluentes en minería se originan en las diferentes etapas a la que es sometido el mineral para la obtención del metal. Dependiendo de la operación utilizada en la extracción, de la concentración y de los procesos utilizados en refinarlo, se resumen los principales tipos de efluentes: a) Extracción: drenaje de minas y soluciones gastadas, principalmente cuando se utilizan procesos hidro-metalúrgicos, lixiviación in situ, en pila, extracción por solvente, etc. de preferencia se recicla, si ello no es posible se neutraliza y/o desintoxica antes de disponerlos en lagunas para su evaporación o reutilización. b) Concentración: el agua de proceso se utiliza para transportar los sólidos o ganga hasta su sitio de disposición final, laguna de relave, donde se evapora el agua y/o se vuelve a bombear al proceso. c) Refinación: en las fundiciones se genera un efluente ácido, debido al lavado y enfriamiento de gases. Por lo general, estas descargas cumplen la condición de residuo industrial líquido, y por lo tanto están incluidos en diferentes normas.

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En particular, el drenaje de aguas en las minas subterráneas se hace para evitar inundaciones. Ello es posible mediante métodos tradicionales de bombeo o gravedad (que arrastra sedimentos y tiene mayor porcentaje de turbidez que los drenajes bombeados) y sus impactos están asociados a variaciones del nivel freático y cambios en el caudal de los manantiales y dirección del flujo; mientras que por la acción de la lixiviación de los sulfuros se producen alteraciones en la calidad del agua (aguas ácidas). La recolección y tratamiento de las aguas residuales generadas por el procesamiento de metales puede ser una manera eficaz de evitar que los materiales tóxicos sean devueltos directamente al ambiente. Aunque los tratamientos activos son ampliamente utilizados (como por ejemplo agregar agentes neutralizadores como piedra caliza o hidróxido de sodio a las aguas residuales ácidas es el método activo más común para reducir la acidez y la contaminación de metales pesados), los tratamientos pasivos (que se basan en la capacidad de plantas y bacterias para mitigar contaminantes), poseen potencial para un mayor uso futuro en el tratamiento de aguas residuales. La biorreparación es prometedora en la búsqueda de tratamientos pasivos eficaces en la minería de metales. La técnica se basa en el uso de bacterias para atrapar o absorber los metales. La forma más común de biorreparación es la creación de humedales artificiales, método que ha sido utilizado extensamente en la industria del carbón, pero que aún no ha sido aplicado en igual medida en la minería de metales. Los sistemas de remoción de vestigios de metales, los sistemas de destrucción y oxidación del cianuro, la precipitación de

los metales pesados mediante el uso de cal, el intercambio de iones y la filtración pueden ser utilizados para retirar el 90% o más de los vestigios de metales y cianuro contenidos en las aguas residuales. Dichos sistemas de remoción, sin embargo, pueden ser costosos para las compañías mineras que operan en áreas con un gran volumen de agua a ser tratada. Aunque estas técnicas pueden remover grandes porcentajes de vestigios de metales, el agua resultante de todas maneras podría no satisfacer los estándares previstos en la legislación sobre la materia. Hasta que se desarrollen técnicas más avanzadas para eliminar suficientemente los metales, las compañías mineras deben enfocarse en utilizar técnicas seguras. Además, el drenaje minero subterráneo generalmente contiene otros componentes orgánicos, tales como grasas, aceites y solventes, que provienen en su mayoría de la maquinaria y equipos, y componentes químicos disueltos como sales, ácidos minerales y metales, que pueden presentar algún grado de toxicidad, y que no degradan naturalmente, pudiendo contaminar las fuentes de agua. Un residuo significativo desde el punto de vista ambiental son los aceites usados. Estos pueden impactar negativamente el ambiente a través de su almacenamiento y disposición inadecuada, además de los derrames y fugas que se producen en los equipos y que irremediablemente llegan al suelo. Esto se produce por el mantenimiento de vehículos, motores y equipos en sus respectivos cambios de aceite. Una buena práctica ambiental, consiste en contratar el abastecimiento de aceites junto con el retiro de los aceites usados por el mismo proveedor. Esta práctica,

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ofrece la oportunidad de hacer gestión sobre los aceites, iniciada por una simple pregunta: ¿Cuánto aceite estoy comprando y cuánto estoy retirando de mi faena? La diferencia entre estos dos valores, es la pérdida de aceite que indiscutiblemente está en el ambiente. A partir de aquí comienza la gestión para su manejo adecuado y aún más, permite la disminución de los consumos. Existen operadoras mineras que cuentan con infraestructura para el manejo de sus aceites, quienes adquieren el aceite a granel, poseen un sistema de distribución a través de tuberías desde estanques principales a sus diferentes talleres, donde se entrega el aceite directamente en el equipo. Un sistema recolector permite el manejo de los aceites usados, los que son transportados desde los talleres y acumulados en estanques apropiados para este objetivo. Esto tiene el beneficio de minimizar las pérdidas en el trasvase y manipulación de aceites, además de utilizar al mínimo el uso de envases para estos productos que son otro residuo complejo. 3.2 El drenaje ácido La generación de drenaje ácido ha sido reconocida como uno de los factores principales de la degradación ambiental y el factor más importante para la destrucción parcial o completa de los ecosistemas acuáticos y el agua subterránea. Gran parte de la contaminación generada por la minería podría mitigarse con la construcción de presas de colas (o relaves), las cuales han demostrado ser eficientes en el tratamiento de las aguas no solo por la importante reducción que provocan en la presencia de sólidos suspendidos, sino también por la disminución (aunque parcial) de las

concentraciones de metales pesados y otros elementos, reactivos altamente tóxicos, utilizados para el procesamiento de los minerales. Otro problema que se presenta es que las operaciones son abandonadas sin un adecuado cierre ambiental o en la mayoría de los casos sin ningún tipo de consideraciones ambientales, limpieza o recuperación de tierras, lo que frecuentemente da como resultado la lixiviación permanente de material de roca no estéril que provoca la contaminación de cuerpos de agua receptores, sedimentos y suelos utilizados con fines agrícolas por comunidades campesinas ó en muchos de los casos por los propios mineros, cuando se trata de los denominados agromineros. Si bien las minas que han sido cerradas representan menor contaminación por el agua de mina, colas y relaves, también pueden traer como consecuencia el cese de un mantenimiento periódico de los diques, generando riesgos ambientales aún mayores. En las operaciones de la minería a pequeña escala además se tienen otros serios problemas ambientales en las áreas mismas de trabajo. En las zonas de explotación existen serios problemas de contaminación por residuos sólidos, basura generada por los mismos trabajadores que es dispuesta de manera desordenada (botellas, latas, tuberías, materiales, etc). En las bocaminas el problema de derrames de grasas y aceites es preocupante. Ambos factores impactan notablemente en lo que se denomina el ambiente laboral y el ambiente humano y, obviamente, la calidad de los suelos y aguas circundantes. En las minas subterráneas, es frecuente que el material de desmonte esté compuesto por importantes porcentajes de sulfuros de hierro como la pirita. Este

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desmonte generalmente es acumulado en las bocaminas y es además el principal componente de los relaves. En muchos casos, las cavidades dejadas por el minado subterráneo son rellenadas con desmontes o con relaves. En esto, el potencial de drenaje ácido es una cuestión clave. La respuesta determinará si la propuesta de un proyecto minero es o no es ambientalmente aceptable. El drenaje ácido de mina es una de las amenazas ambientales más importantes relacionadas con las operaciones mineras debido a su potencial toxicidad para los organismos y a su persistencia durante muchos años tras el cese de las operaciones mineras. Es la fuente más importante de contaminación de las aguas superficiales y subterráneas, por consiguiente del ambiente, y se considera una de las amenazas más graves a los recursos hídricos. El drenaje ácido tiene el potencial de causar devastación con impactos a largo plazo. Si no es controlado, puede discurrir hacia los ríos, riachuelos o percolar hacia las aguas subterráneas. El drenaje ácido puede liberarse desde cualquier parte de la mina donde los sulfuros se expongan al aire y al agua, incluyendo las pilas de material estéril, botaderos de escombros o desecho de roca, relaves, túneles subterráneos y pilas de lixiviación. Muchos ríos impactados por el drenaje ácido de mina tienen un valor de pH de 4 o menos (similar a una batería ácida). Es poco probable que las plantas, animales y peces puedan sobrevivir en ríos con tales condiciones. Los impactos en la vida acuática pueden ir desde la muerte inmediata de peces hasta efectos subletales, que afectan su crecimiento, comportamiento o la capacidad reproductiva.

Como es sabido, la producción de aguas ácidas, está controlada por los siguientes factores: disponibilidad de pirita, presencia de oxígeno, existencia de humedad en la atmósfera, disponibilidad de agua para transportar los productos de oxidación, características de la mina o de los depósitos estériles. Mientras que la velocidad de reacción depende de numerosas variables, como: pH y temperatura del agua y ambiente, tipo de mineral sulfuroso y superficie expuesta, concentración de oxígeno, agentes catalíticos y actividad química del hierro férrico, energía de actuación química requerida para que se inicie la reacción, presencia de Thiobacillus ferrooxidans u otras bacterias que actúan como catalizadoras. Un buen indicador del drenaje ácido de mina es el color naranja de las aguas en sitios cercanos. El agua se tiñe de naranja porque el agua ácida disuelve con facilidad metales como hierro, cobre, aluminio, cadmio y plomo. Disueltos en agua ácida, estos metales producen limo de color naranja, rojo y café. Esto a su vez puede incrementar el problema de la toxicidad producida por metales, porque en aguas ácidas éstos se disuelven con mayor rapidez. El drenaje ácido de mina también puede ocurrir en depósitos de escoria que contienen sulfuros que estaban presentes originalmente en el mineral o la roca estéril. En algunas operaciones subterráneas, ésta se utiliza para rellenar el espacio excavado donde se hizo la extracción. Si no se aseguran adecuadamente, los sulfuros que sufren oxidación en presencia del aire pueden filtrarse hacia las aguas subterráneas y superficiales, causando condiciones ácidas. También las minas subterráneas pueden producir drenaje ácido durante y después

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de la extracción de yacimientos de minerales. Los túneles subterráneos pueden contener sulfuros que reaccionan con el aire y el agua para producir ácido. Uno de los aspectos más serios del drenaje ácido de mina es su persistencia, ya que puede perdurar por décadas, ya que la producción de ácidos ocurre lentamente y las pilas de rocas de sulfuro continuarán produciendo ácido hasta que el sulfuro se haya agotado. Debido a las condiciones climáticas, el potencial de contaminación del agua y los suelos a causa del drenaje ácido de mina puede ser mayor en las regiones tropicales. La combinación de altas temperaturas y fuertes lluvias propicia el crecimiento rápido de plantas y microbios. Las altas temperaturas aceleran la mayoría de reacciones químicas y muchas especies de microbios actúan directamente sobre minerales específicos como la pirita y otros sulfuros de hierro para aumentar la velocidad de reacción de los químicos. Todos estos factores contribuyen a la rápida erosión de rocas y minerales en ambientes tropicales. Cuando ha ocurrido el drenaje ácido de mina, prácticamente no hay métodos económicamente viables para revertir el proceso. Las técnicas disponibles tienen el potencial de predecir e impedir el drenaje ácido de mina, tanto durante como después de las operaciones mineras. Desde el comienzo de la operación minera debe haber un sistema de pronóstico y monitoreo para identificar materiales generadores de ácidos y para monitorear la producción de residuos ácidos. Se deben examinar los minerales para establecer su potencial de producción de ácido antes de dar inicio a la explotación, y para evitar el uso de roca estéril rica en sulfuros para la

construcción de caminos o diques. Este monitoreo debe continuar a lo largo de la operación y tras su cierre. Donde exista la posibilidad de drenaje ácido de mina, una estrategia primaria de prevención es limitar la disponibilidad de agua o restringir el tiempo de contacto de la roca explotada con el agua. Las medidas para reducir el impacto potencial del drenaje ácido de mina se pueden resumir así:

• Pronosticar con las metodologías existentes la producción potencial de ácidos de los minerales.

• Impedir el drenaje ácido de mina al limitar el contacto entre el agua y la roca expuesta en la mina.

• Almacenar los materiales ácidos bajo cubiertas húmedas o secas para evitar el contacto con oxígeno o agua.

• Utilizar técnicas de recuperación apropiadas después de las actividades mineras para evitar la producción de drenajes ácidos de mina.

Cuando existe riesgo de generación de aguas ácidas, con el fin de eliminar o, al menos, minimizar su aparición, deberían tenerse en cuenta criterios de diseño y gestión del riesgo. 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 tratamiento 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 una combinación de varios, y se acomete en

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función del problema específico a resolver, ya que su eficiencia puede ser muy diferente de unos casos a otros. Los métodos preventivos se basan en la eliminación de alguno de los elementos esenciales en la generación de aguas ácidas. 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. Sin embargo, se puede indicar que los métodos de tratamiento activos de aguas ácidas tienen un costo elevado, por lo que no se puede mantener esta tecnología por un período prolongado una vez finalizada la vida útil de la mina, mas aún considerando que el problema de las aguas ácidas puede perdurar por cientos de años. Se han investigado diversos métodos de tratamiento pasivo que dan buen rendimiento en la neutralización del pH y la eliminación de metales pesados. Además, requieren poco mantenimiento y por su bajo costo pueden ser asumidos durante períodos de tiempo una vez clausurada la instalación minera. 3.3 Manejo ambiental de aguas

residuales domésticas en minería La otra fuente de contaminación de las aguas producidas en las actividades mineras subterráneas son las aguas residuales domésticas. El contenido de materia orgánica de las aguas residuales que se vierten en ríos y quebradas por la biodegradación que sufren estas aguas, consumen grandes cantidades de oxígeno de las aguas receptoras, ocasionando la muerte de peces, plantas acuáticas y aumentando la probabilidad de enfermedades.

Las poblaciones localizadas aguas abajo de los puntos de descarga, tienen contacto directo con las excretas y aguas residuales, pueden utilizar estas aguas servidas para su consumo. En consecuencia es necesario eliminar de las aguas residuales los elementos patógenos, o sea las bacterias causantes de enfermedades. 3.4 Manejo ambiental de los residuos

sólidos domésticos El mayor efecto ambiental de los residuos sólidos es la contaminación de las aguas superficiales y subterráneas por el líquido percolado producto de la descomposición de las basuras, que es llevado por los drenajes naturales a ríos y quebradas. La producción de basura en kg/minero x día, de acuerdo al número de trabajadores que pueden llegar a laborar en una mina, se ha estimado como sigue:

5 - 10: 0,1 kg/minero/día 10 - 30: 0,1 kg/minero/día > 30: 0,2 kg/ minero/día

La caracterización de los residuos sólidos domésticos producidos en una mina, corresponde en un 90% a residuos orgánicos (restos de comida) y en un 10% a residuos inorgánicos (envases y empaques plásticos). De ser posible debe promoverse el reciclaje de algunos materiales presentes en los residuos. Otra técnica factible es la recuperación para su reciclaje o reuso. También se puede implementar la reutilización de materiales presentes en los residuos. Debido a que la producción de residuos sólidos es baja, y que usualmente las minas se encuentran alejadas de centros poblados, se recomienda como sistema mas apropiado de manejo el denominado enterramiento cubierto.

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4. ADOPCIÓN DE PROCESOS MÁS LIMPIOS EN MINERÍA

Como ya se indicó, en la mayoría de los casos, la solución a los problemas de la contaminación en la industria minera se reduce a realizar un tratamiento de los efluentes al final del proceso, mientras que el concepto de producción más limpia ataca el problema en su raíz. Sin embargo, esta alternativa es la que demanda también mayor tiempo y dinero y es la razón porque en la gran mayoría de los casos se opta por las últimas y menos prioritarias (tratamiento y disposición). La reducción en la fuente demanda mayores recursos, ya que para solucionar el problema se desarrollan cambios en el proceso, tales como cambios de tecnología o modificaciones profundas. Ello significa indudablemente desarrollar un trabajo de investigación fundamental de largo plazo, desde las etapas de laboratorio a plantas pilotos y más tarde industriales. Es la alternativa que han empleado algunos países desarrollados, que disponen de mayores recursos y por ende son capaces de correr también los riesgos de invertir en investigaciones que no siempre conducen a los resultados esperados.

GESTIONES CON MÁS Y MENOS PRIORIDAD PARA EL IMPACTOAMBIENTAL EN LA INDUSTRIA MINERA

ALTAPRIORIDAD

BAJAPRIORIDAD

GESTIÓN ACTIVIDADES APLICACIONES

REDUCCIÓNEN FUENTES

‐MODIFICACIONES AL PROCESO‐CAMBIOS TECNOLÓGICOS‐CAMBIOS ALIMENTACIÓN‐CAMBIOS EN PRODUCTO‐MEJORA PROCEDIMIENTOS

‐MODIFICACIONES EQUIPO ‐AUMENTO EFICIENCIA USO DE ENERGÍA

RECICLAJE ‐REUTILIZACIÓN‐RECICLAJE EN CIRCUITO CERRADO

‐RECICLAJE‐REPROCESAMIENTO COLA‐RECUPERACIÓN

TRATAMIENTO ‐ESTABILIZACIÓN‐NEUTRALIZACIÓN‐PRECIPITACIÓN‐EVAPORACIÓN‐INCINERACIÓN

‐TRATAMIENTO AGUAS DESECHO

DISPOSICIÓN ‐DISPOSICIÓN EN SITIOS PERMITIDOS

‐DISPOSICIÓN RELAVE

La última opción (disposición) significa involucrar menos recursos, pero también mantener un problema no resuelto y prolongarlo en el tiempo. Hoy en día todavía se aplica mucha disposición y poca reducción en las fuentes. Este cambio debiera producirse incentivando la investigación y el desarrollo tecnológico, destinando mayores recursos a estas actividades. Sin embargo estos recursos no siempre están disponibles o no están dentro de las políticas de desarrollo de los gobiernos o empresas mineras. En general, los recursos empleados para introducir prácticas de producción más limpia en una empresa son considerados como una inversión, normalmente de corto plazo, ya que generan retornos económicos y beneficios ambientales en simultáneo. Y por el contrario, los recursos empleados para hacer el manejo de residuos como desechos al final del proceso productivo (plantas de tratamiento) son considerados como un gasto, ya que no generan retornos económicos. Así, la producción más limpia se presenta al sector productivo minero como una oportunidad para implementar una nueva manera más proactiva de actuar frente al tema ambiental. En un mundo en que las exigencias ambientales aumentan cada día más, esta manera de abordar los aspectos de la producción ofrece una alternativa de trabajo más lógica y de acuerdo con el principio de desarrollo sustentable. Con el propósito de apoyar la introducción de los principios y acciones de la producción más limpia en la minería subterránea, se incluyen a continuación algunas recomendaciones con la finalidad de permitir, en forma sistemática y funcional, prevenir la

266

contaminación y optimizar el uso del agua en las actividades productivas. Estas recomendaciones se organizan así:

• Buenas prácticas de manejo

• Gestión preventiva de aguas ácidas

4.1 Buenas prácticas de manejo Las buenas prácticas son acciones voluntarias basadas en el sentido común, que se refieren a un cierto tipo de medidas relacionadas con la minimización de efluentes y desechos, el ahorro de agua y el mejoramiento de la gestión de la empresa. El objetivo de las buenas prácticas es identificar las opciones de sentido común, simples y prácticas, que puedan aplicarse para reducir los costos de producción e incrementar la productividad total de la empresa y además disminuir el impacto ambiental. Es interesante considerar que en la mayoría de los casos estudiados, se pudo disminuir alrededor del 50% la generación de residuos mediante la implementación de buenas prácticas sólo realizando pequeños cambios operacionales. La implementación de estas prácticas es relativamente fácil y económica y se pueden aplicar con el objetivo de:

• Racionalizar el uso de los recursos.

• Reducir el volumen y/o toxicidad de los desechos líquidos y sólidos emitidos durante el proceso.

• Mejorar las condiciones de trabajo y de la salud y seguridad ocupacional en la empresa.

Además, la minimización en su generación puede permitir:

• Reducir los niveles de contaminación;

• Mejorar la imagen de la empresa ante los clientes, la comunidad y las autoridades.

Con la aplicación de buenas prácticas de manejo también se puede lograr el ahorro de agua, a través de:

• Prevención de fugas y derrames de agua

• Reuso de agua

• Monitoreo del uso de agua

En cuanto a la contaminación por desechos y generación de aguas ácidas estas buenas prácticas apuntan a:

• Realizar las extracciones siguiendo todos los sistemas de seguridad adaptados al tipo de terreno.

• Separar los residuos y depositarlos en lugares adecuados.

• Gestionar de forma correcta los desechos peligrosos, incluyendo sus envases.

• Elegir desengrasantes que no contengan elementos no biodegradables.

• Impermeabilizar las zonas de contacto directo con el suelo y con las aguas subterráneas.

• No alterar las condiciones físico-químicas de los cauces fluviales por acumulación de sólidos.

En cuanto al uso y consumo del agua:

• Implantar procedimientos para minimizar el consumo de agua de procesos; así se obtendrá un ahorro en las cantidades empleadas y se facilitarán las labores de saneamiento y depuración.

267

• Separar las aguas pluviales de las de proceso, puesto que las primeras no requieren procesado.

• No malgastar el agua y, si es posible, instalar circuitos de proceso cerrados.

• Automatizar la limpieza de equipos, ya que este tipo de mecanismo reduce el agua consumida.

• Utilizar productos absorbentes en lugar de agua para la recogida de derrames de aceites y otros lubricantes.

Para la gestión de la contaminación y los desechos orientan a:

• Poseer las autorizaciones administrativas necesarias y a cumplir con la normativa ambiental vigente (calidad del agua, etc).

• Crear un registro de cantidades, tipología, destino y costos de los desechos y su gestión. Así se podrán fijar objetivos de reducción.

• Informar al personal de los peligros de los productos químicos que se empleen, ya que contribuye a reducir los riesgos de contaminación y de accidentes laborales.

• Mantener limpias las áreas de trabajo, ya que permite detectar posibles fugas de fluidos.

• Realizar revisiones periódicas de los tanques de combustible para evitar pérdidas y, sugerir la conveniencia de disponer de bandejas de derrame para evitar la contaminación del suelo.

• Reciclar en lo posible las aguas residuales que se generan en el proceso industrial. Posteriormente podrán ser reincorporadas al proceso y se reducirán al máximo los vertidos.

• Ubicar las escombreras e instalaciones fuera de los cauces naturales de agua.

4.2 Gestión preventiva de aguas ácidas Cuando existe riesgo de generación de aguas ácidas, con el fin de eliminar o, al menos, minimizar su aparición, se deben tener en cuenta los siguientes criterios de diseño y gestión del riesgo:

• Prevenir y minimizar la generación de aguas ácidas: planificar adecuadamente la actividad y su entorno, caracterizando los posibles efluentes (sistemáticos o accidentales), así como sus efectos sobre el ambiente.

• Detectar y caracterizar (caudales y concentraciones), tanto posibles focos generadores de contaminación (equipos o actividades) como puntos de vertido (continuo o accidental).

• Actuar con rapidez y eficacia en la construcción de barreras.

• Concentrar los efluentes y aislarlos del entorno.

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

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

• Cuantificar los efectos.

Con respecto a las formas de actuar, cabe distinguir aquellas acciones que se orientan hacia el objetivo de reducir la formación de efluentes contaminados y aquellas otras que implican el tratamiento de las aguas contaminadas. En general, la actuación no se ciñe a un sólo procedimiento, sino que puede ser

268

una combinación de varios, y se acomete en función del problema específico a resolver, ya que su eficiencia puede ser muy diferente de un caso a otro. Un paso previo, a la resolución de los múltiples problemas que plantean las aguas ácidas, desde la óptica preventiva, pasa por reducir al máximo sus caudales, para tener que tratar menores volúmenes. Este estudio debe plantearse a nivel de anteproyecto, con el objeto de tener no sólo una valoración técnica sino también económica, que permita definir su viabilidad, bien para la totalidad de los depósitos de estériles, bien para parte de ellos. De otra parte, la mejor forma de evitar la oxidación de los materiales piríticos es su almacenamiento en condiciones anóxicas, es decir bajo agua. 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. Los métodos preventivos 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 canales perimetrales de desagüe.

• Retiro, segregación y depósito selectivo de los materiales potencialmente acidificadores.

• Sellado de comunicaciones con el subsuelo.

• Corrección con materiales neutralizadores.

• Adición de bactericidas.

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 del 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 por aguas ácidas 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. Lo ideal podría ser proceder a la estabilización, impermeabilización y rehabilitación in situ de los depósitos susceptibles de causar estos efluentes, ya que: se evitaría su manipulación; no se requeriría transporte; no se afectarían ambientalmente otras áreas; se recuperarían áreas degradadas; etc. La valoración de esta opción requiere:

• Definir cartográficamente las superficies afectadas por cada uno de los depósitos de estériles.

• Analizar la posibilidad de reducir estas superficies, apilando sobre depósitos existentes los residuos de poco espesor.

269

• Estudiar la estabilidad geotécnica de las escombreras, especialmente frente a deslizamientos.

• Calcular los volúmenes de materiales de baja permeabilidad y no reactivos, necesarios para encapsular los depósitos con un recubrimiento.

• Localizar áreas que pudieran aportar materiales litológicos de las calidades requeridas.

• Estudiar, como alternativa, el empleo de geomembranas de recubrimiento, con una cubierta de materiales inertes;

• Estudiar y definir la cobertura vegetal adecuada, para su estabilización, lucha contra la erosión e integración paisajística.

La secuencia típica de operaciones, para restituir la salida de efluentes ácidos de un depósito de estériles susceptible de generarlos, es la siguiente:

• Nivelar y remodelar la superficie, de modo que el drenaje se produzca desde el centro hacia la periferia, de manera que no queden pendientes superiores al 15%.

• Construir canales periféricos para desviar el agua de escorrentía que pudiera infiltrarse o acceder a los materiales apilados.

• Compactar la superficie de la escombrera, de forma que se reduzca su permeabilidad y porosidad y se mejoren sus características geotécnicas.

• Extender un material impermeable de cobertura.

• Colocar una capa drenante para facilitar la circulación del agua, evitando su tendencia a infiltrarse.

• Extender una capa de tierra vegetal o mezcla de materiales capaces de sostener una cubierta vegetal.

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. 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

270

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. En conclusión, la adopción de buenas prácticas no requiere de grandes inversiones en tecnologías más limpias,

las que podrían ser relativamente caras para las PYMES. Busca el mejoramiento continuo del proceso productivo mediante el uso más racional de los recursos y la optimización de los procesos productivos.

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UGT Aragón. Guía de buenas prácticas medioambientales. Hacia un compromiso verde. Aragón, 2003

272

273

CASOS PRÁCTICOS A NIVEL INDUSTRIAL CASOS ESTUDO A NÍVEL INDUSTRIAL 

Capítulo 3

274

275

ESTUDIO DE LA CALIDAD DE LAS AGUAS SUBTERRÁNEAS DE CONSUMO Y DE RIEGO EN

LAS ÁREAS MINERAS DEL DEPARTAMENTO DE ORURO - BOLIVIA

* DR.- ING. GERARDO ZAMORA (UTO)

**CAND. DR. CLIO BOSIA (IRD) ** DRA. CORINNE CASIOT (IRD) ** DR. JACQUES GARDON (IRD)

* M.SC. ING. PEDRO VALLEJOS (UTO)

Uno de los problemas ambientales más frecuentes de las operaciones mineras subterráneas en Bolivia; en especial, de aquellas que ignoran y/o operan con bajas performances ambientales, es la contaminación de las aguas superficiales y subterráneas. La contaminación de las aguas se debe a la liberación de metales pesados contenidos en los residuos mineros. Dependiendo de la geología y mineralogía local, la mena y por lo tanto también los residuos mineros, pueden mostrar concentraciones de Hg, Cd, As, Sb, Pb, Cu, Fe y Zn, para nombrar algunos. El potencial de liberación, la manifestación y el riesgo asociado, dependen de las condiciones específicas del sitio; incluyendo el diseño y la operación de la extracción, del procesamiento, la gestión de los residuos, la calidad de las medidas de mitigación y aspectos ambientales como el clima y la cercanía de posibles receptores. El objetivo del trabajo de investigación se enmarco en determinar la calidad de las aguas subterráneas de consumo humano y las que son utilizadas para el riego en las zonas mineras más importantes del departamento de Oruro – Bolivia. Un total de 32 puntos de muestreo fueron considerados en el estudio; mismos que, consideran los distritos mineros de Machacamarca, Sora Sora, Huanuni, Poopo, Antequera, Totoral, Pazña, Toledo y Challacollo. Las muestras preservadas, fueron sometidas a análisis efectuados en el laboratorio de “Hydro Sciences en Montpellier”, Francia; por elementos mayoritarios: CO3

2-, HCO3-, Cl-, NO3

-, SO42-,

Ca2+, Mg2+, Na+, K+, F–; y también, por los metales: Al, V; Cr, Fe, Mn, Ni, Cu, Zn, As, Se, Rb, Sr, Mo, Ag, Cd, Sn, Sb, Te, Cs, Ba, Tl, Pb, U.

276

El estudio permite concluir que el agua de riego utilizada en Machacamarca, Sora Sora, Toledo y Challacollo, no es aceptable. Los análisis han mostrado también que, los pueblos situados en áreas mineras consumen agua de buena calidad, a excepción de Antequera. De la misma manera, los análisis de las aguas de consumo en los pueblos de zonas no mineras, que obtienen agua de pozos profundos, presentan contaminación por arsénico y níquel; que tienen carácter natural. 1. INTRODUCCIÓN

Estudios ambientales en las áreas mineras del Departamento de Oruro han establecido la calidad de las aguas superficiales a partir de una caracterización físico-química de muestras de aguas superficiales y sedimentos; además de una caracterización biológica de la fauna piscícola y béntica. En especial, la preocupación se enmarcó a la determinación de metales pesados en aguas superficiales que drenan en su mayor parte al Lago Poopó.

Los resultados de dichos estudios demostraron que: La calidad del agua en el Lago es “altamente salina”; las concentraciones de sólidos suspendidos y disueltos, además de las concentraciones de As, Pb, Cd y Zn se encuentran muy por encima de los límites permisibles Asimismo, la carga de sólidos suspendidos y metales pesados disueltos, aportados por los ríos tributarios al lago Poopó, es el siguiente:

El aporte porcentual de metales pesados de los principales ríos tributarios se resume: Río Desaguadero: 70% As - 64% Pb y 4.27% Zn y 2.18% Cd Río Antequera: 57 %Zn – 32.9 %Cd y 0.66% Pb Río Huanuni: 61.2% Cd – 2.23% Pb – 34.3% Zn

La enorme contaminación por metales pesados se debe a que muchas empresas mineras que operan en el sector, no cumplen las normativas ambientales vigentes. Asimismo, las aguas ácidas de mina y los pasivos ambientales mineros (desmontes y colas), generados en las décadas pasadas, no son tratados y no han sido estabilizados químicamente,

277

respectivamente; por lo que, se constituyen en fuentes potenciales de acides y carga de metales pesados. Finalmente, el Manejo de Cuencas no es adecuado. Sin embargo, pocos estudios han abordado como objeto de investigación, la calidad de las aguas que son consumidas por los pobladores de comunidades mineras y las que son utilizadas para el riego de parcelas.

El objetivo de la presente investigación se enmarca en determinar la calidad de las aguas de consumo y de riego de las comunidades mineras. El alcance del presente trabajo de investigación se circunscribe a determinar la calidad de las aguas de consumo y riego en los distritos mineros de Machacamarca, Sora Sora, Huanuni, Poopó, Antequera, Totoral, Pazña, Toledo y Challacollo; a partir de análisis físico-químicos por elementos mayoritarios y elementos traza (metales pesados) de muestras obtenidas en el mes de mayo del 2011. 2. CLASIFICACIÓN DE AGUAS EN LA NORMATIVA BOLIVIANA

De acuerdo a la Normativa Ambiental Boliviana, los cuerpos acuosos se clasifican según a su aptitud de uso en: Clase A: Apta para su uso en abastecimiento doméstico de agua

potable después de desinfección y sin ningún tratamiento. Clase B: Apta para riego y para la protección de los recursos hidrobiológicos; y no apta para su abastecimiento doméstico sin previo tratamiento físico-químico y desinfección. Clase C: Apta para la protección de los recursos hidrobiológicos (cría natural y/o intensiva de peces); y no apta para riego y menos para su abastecimiento doméstico sin previo tratamiento físico-químico y desinfección. Clase D: Apta para su uso industrial y navegación; y no apta para la protección de los recursos hidrobiológicos; ni riego y menos para su abastecimiento doméstico sin previo tratamiento físico-químico y desinfección. 3. TOMA DE MUESTRAS Y PROCEDIMIENTO EXPERIMENTAL

Un total de 32 puntos de muestreo fueron considerados en el estudio. Las tablas 1 y 2, muestran la ubicación georeferenciada y el sitio de donde se tomaron las muestras de las aguas usadas para consumo y para riego, respectivamente.

Tabla 1.- Ubicación de los Puntos de Muestreo de las Muestras de Agua de Uso Potable

Nº Ubicación N(m)/E(m)

Distr. Descrip.

1 7953604/724462 Totoral Agua de la Pileta Pública 2 7989788/715377 Sora Sora Agua de la Pileta Pública 3 7988270/716688 Agua de Toma de Socotilla 4 7966877/714578 Poopó Agua de Pileta

278

5 7965820/718386 Agua de la Toma 6 7942528/719367 Pazña Agua de Pileta 7 7944587/726153 Agua de Toma Urmiri 8 7942605/719600 Agua Tanque Distribución 9 7989676/709357 Machacamarca Agua de Pileta 10 7989423/716624 Agua de la Toma Abajo 11 7989676/716884 Agua de la Toma Arriba 12 7974189/732860 Huanuni Agua de la Toma Kewalluni 13 7976224/730751 Agua Planta Tratamiento 14 7976879/728935 Agua Pileta Pública 15 7976217/727779 Agua Tanque Distribución 16 7955543/727978 Antequera Agua de la Pileta 17 7953576/729712 Agua de Toma Chapana 18 7953914/729538 Agua de Toma Sorgente 19 7955429/728234 Agua del Tanque 20 7988957/668523 Toledo Agua de la Pileta Pública 21 7989157/668017 Agua del Tanque de Distribución 22 7980077/653148 Agua de Pozo Profundo 23 8000093/686321 Challacollo Agua de la Pileta 24 8000109/686572 Agua de la Viguiña

Tabla 2.- Ubicación de los Puntos de Muestreo de las Muestras de Agua Usadas para Riego

Nº Ubicación N(m)/E(m)

Distr. Descrip.

1 7987711/717552 Sora Sora Agua de Canal Antiguo 2 7965988/718530 Poopó Agua de Pozo Profundo 3 7944899/724193 Pazña Aguas Termales para Riego 4 7989995/709008 Machacamarca Agua del Río 5 7974179/732876 Huanuni Agua de Vertiente 6 7975638/728060 Locketa 7 7985173/663231 Toledo Río Matarjahoira 8 7998472/682512 Challacollo Río Desaguadero

Las muestras de agua, adecuadamente preservadas, fueron enviadas al Laboratorio de “Hydro Sciences en Montpellier – Francia”; para que sean sometidas a análisis físico-químicos por: Elementos mayoritarios.- CO3

2-, HCO3-, Cl-, NO3

-, SO4

2-, Ca2+, Mg2+, Na+, K+, F–; Además de metales traza: Al, V; Cr, Fe, Mn, Ni, Cu, Zn, As, Sr, Mo, Ag, Cd, Sn, Sb, Te, Ba, Tl, Pb, U.

279

Parámetro

Unidad

Tototral (1)

Sora

Sora

(1)

Sora

Sora

(2)

Poopó (1)

Poopó (2)

Pazña (1)

Pazña (2)

Pazña (3)

Clase A

Clase B

Temperatura

ºC 15,4 17,5 15,7 13,5 11,3 11,6 9,2 11,7

pH 7,65 7,18 7,24 7,2 7,7 7,66 7,56 8,28 6 – 8,5 6 – 9

Conductividad

μS 169,9 439,7

462,2

350,2

305,9

328 302,1

342,4

ORP mV 60 74 109 81 80 70 38 43

TDS μg/L 104,8 297,8

315,6

240,8

190,7

210,7

192,7

219,5

1000 1000

Oxígeno μg/L 6 4,5 3,5 5,5 4,5 5,5 5 6 >80%sat

>70%sat

Tabla 3a.- Resultados del análisis físico de las muestras de agua potable de comunidades mineras

Parámetro Unidad

Macha (1)

Macha (2)

Macha (3)

Huanuni (1)

Huanuni (2)

Huanuni (3)

Huanuni (4)

Clase A

Clase B

Temperatura

ºC 15,7 15,2 15,5 12,5 13 16 13,8

pH 6,9 6,22 6,89 6,99 8,05 8,02 7,88 6 – 8,5 6 – 9

Conductividad

μS 498,1 564,4 486,2 217,4 205,2 205,4 294,4

ORP mV 105 190 100 121 65 53 72

TDS μg/L 338,9 386,7 334,2 142,5 134,8 133,9 195,7 1000 1000

Oxígeno μg/L 5,5 5,5 5 6 5 5 5,5 >80%sat

>70%sat

Tabla 3b.- Resultados del análisis físico de las muestras de agua potable de comunidades mineras

280

Parámetr

o Unid

ad Antequera (1)

Antequera (2)

Antequera (3)

Antequera (4)

Toledo (1)

Toledo (2)

Toledo (3)

Clase A

Clase B

Temperatura

ºC 9,9 8,4 11,9 11,5 11,4 12,8 15,3

pH 7,21 7,76 7,5 7,5 7,44 7,66 7,75 6 – 8,5

6 – 9

Conductividad

μS 237,7 234,3 235,6 231,6 616,4

608,8

632,2

ORP mV 80 50 26 59 50 43 42

TDS μg/L 150,3 148,6 148,3 146,7 406,7

401,8

414,9

1000 1000

Oxígeno μg/L 5 5 5 6 5 5,5 5 >80%sat

>70%sat

Tabla 3c.- Resultados del análisis físico de las muestras de agua potable de comunidades mineras

Parámetro Unidad Achacollo (1)

Achacollo (2)

Clase A Clase B

Temperatura ºC 8,9 12,5

pH 8,01 10 6 – 8,5 6 – 9

Conductividad μS 1922 4205

ORP mV 85 43

TDS μg/L 1335 3100 1000 1000

Oxígeno μg/L 6 9 >80%sat >70%sat

Tabla 3d.- Resultados del análisis físico de las muestras de agua potable de comunidades mineras

281

Parámetro

Unidad

Tototral (1)

Sora Sora (1)

Sora Sora (2)

Poopó (1)

Poopó (2)

Pazña (1)

Pazña (2)

Pazña (3)

Clase A

Clase B

CO3= mg/L 0 0 0 0 0 0 0 0

HCO3= mg/L 131,19 164,24 167,2

9 78,11 74,44 111,0

6 97,63 112,2

8

Cl- mg/L 8,711 17,446 17,497

24,001

24,856

10,384

10,812

10,468

250 300

NO3- mg/L 0,492 0 2,223 0 0 0 0 0 20 80

SO4= mg/L 23,949 60,766

6 60,84

9 40,86

7 41,20

7 55,63

8 52,37

6 56,31

5 300 400

Ca++ mg/L 11,882 42,523 42,81 21,222

20,782

29,516

24,938

29,792

200 300

Mg++ mg/L 5,395 11,064 11,066

7,568 7,502 10,812

9,103 10,97 100 100

Na+ mg/L 11 32 32 22 23 18 19 18 200 200

K+ mg/L 2,254 4,013 4,044 2,522 2,717 2,925 2,374 2,862 12 12

F- mg/L 0 0,591 0,705 0,27 0,32 0,26 0,27 0 0,6-1,7

0,6-1,7

Tabla 4a.- Resultados del análisis químico de las muestras de agua potable de comunidades mineras

Parámetr

o Unida

d Macha (1)

Macha (2)

Macha (3)

Huanuni (1)

Huanuni (2)

Huanuni (3)

Huanuni (4)

Clase A

Clase B

CO3= mg/L 0 0 0 0 0 0 0

HCO3= mg/L 132,2 10 154,1

8 70,87 74,75 75,37 68,09

Cl- mg/L 18,81 23,02 18,24 5,702 5,801 5,698 5,543 250 300

NO3- mg/L 0 0 0 0 0 0 0 20 80

SO4= mg/L 90,21 112,0

3 86,63 33,668 34,109 33,764 33,738 300 400

Ca++ mg/L 40,66 49,57 39,10 16,805 18,773 18,069 17,574 200 300

Mg++ mg/L 16,29 18,77 16,03 8,057 6,205 8,288 7,831 100 100

282

Na+ mg/L 35,37 40,71 34,51 10 10 10 10 200 200

K+ mg/L 5,65 6,74 5,31 2,44 2,28 2,461 2,447 12 12

F- mg/L 0,43 0,37 0,395 0,208 0,153 0,244 0,218 0,6-1,7

0,6-1,7

Tabla 4b.- Resultados del análisis químico de las muestras de agua potable de comunidades mineras

Parámet

ro Unid

ad Anteque

ra (1) Anteque

ra (2) Anteque

ra (3) Anteque

ra (4) Toledo (1)

Toledo (2)

Toledo (3)

Clase A

Clase B

CO3= mg/L 0 0 0 0 0 0 0

HCO3= mg/L 98,85 112,28 102,51 93,97 185,5

0 213,5

7 168,4

2

Cl- mg/L 5,601 8,348 4,778 5,562 38,38 37,80 41,06 250 300

NO3- mg/L 0 0 0,331 0 9,95 10,54 9,92 20 80

SO4= mg/L 30,464 29,376 30,798 30,385 89,80 88,05 101,6

8 300 400

Ca++ mg/L 18,852 18,372 18,93 18,609 67,53 67,43 68,90 200 300

Mg++ mg/L 9,953 8,049 10,538 10,071 6,30 6,30 6,34 100 100

Na+ mg/L 11 16 10 11 40,93 40,89 41,08 200 200

K+ mg/L 3,043 2,598 3,212 3,053 7,20 7,23 7,63 12 12

F- mg/L 0,33 0 0,31 0,22 0,44 0 0 0,6-1,7

0,6-1,7

Tabla 4c.- Resultados del análisis químico de las muestras de agua potable de comunidades mineras

283

Parámetro Unidad Achacol

lo (1) Achacol

lo (2) Clase A Clase B

CO3= mg/L 0 34,81

HCO3= mg/L 181,84 10,93

Cl- mg/L 408,09 1118,75 250 300

NO3- mg/L 0 0 20 80

SO4= mg/L 92,45 634,80 300 400

Ca++ mg/L 22,60 159,59 200 300

Mg++ mg/L 6,95 47,85 100 100

Na+ mg/L 312,93 692,84 200 200

K+ mg/L 15,77 25,47 12 12

F- mg/L 0 0 0,6-1,7 0,6-1,7

Tabla 4d.- Resultados del análisis químico de las muestras de agua potable de comunidades mineras

Parámetr

o Unida

d Tototra

l (1) Sora Sora (1)

Sora Sora (2)

Poopó (1)

Poopó (2)

Pazña (1)

Pazña (2)

Pazña (3)

Clase A

Clase B

Arsénico μg/L 2,987 5,627

5,32 2,539 2,326 2,852 2,373 2,836 50 50

Cadmio μg/L 2,61 0,054

0,024

0 0 0,02 0,031 0 5 5

Cromo μg/L 0,017 1,666

1,697

0,072 0,071 0,012 0,044 0,005 50 50

Niquel μg/L 0,112 0 0 0,116 0,005 0,051 0,124 0,072 50 50

Plomo μg/L 0,025 3,883

0,018

0,215 0,015 0,188 0,045 0,013 50 50

284

Antimonio

μg/L 0,76 4,113

4,004

1,109 1,147 0,381 0,473 0,355 10 10

Selenio μg/L 0,039 0,309

0,256

0 0,045 0,018 0,078 0,018 10 10

Aluminio μg/L 17,763 2,111

2,215

3,595 1,332 2,879 1,534 1,917 200 500

Cobre μg/L 0,026 0,008

0,008

0,02 0,018 0,022 0,054 0,022 50 1000

Manganeso

μg/L 0,259 0,212

0,427

0,256 0,419 0,156 17,51 0,128 500 1000

Tabla 5a.- Resultados del análisis químico por metales pesados de las muestras de agua potable de comunidades mineras

Parámetr

o Unida

d Macha (1)

Macha (2)

Macha (3)

Huanuni (1)

Huanuni (2)

Huanuni (3)

Huanuni (4)

Clase A

Clase B

Arsénico μg/L 2,218 2,072 2,343 0,73 0,812 2,166 0,429 50 50

Cadmio μg/L 0,023 0,018 0,006 0,002 0,005 0,761 0,005 5 5

Cromo μg/L 0,272 0,366 0,266 0,178 0,189 0,216 0,165 50 50

Niquel μg/L 0,405 0 0 0 0 1,665 0 50 50

Plomo μg/L 0,376 0 0 0 0 0,349 0 50 50

Antimonio

μg/L 1,676 0,854 1,925 1,513 1,598 1,987 2,072 10 10

Selenio μg/L 0,177 0,306 0,148 0,076 0,076 0,133 0,101 10 10

Aluminio μg/L 1,428 0,855 2,938 7,495 3,259 14,644 1,076 200 500

Cobre μg/L 0,031 0,027 0,03 0,053 0,028 0,098 0,023 50 1000

Manganeso

μg/L 0,077 0,04 0,779 16,02 1,675 5,298 1,803 500 1000

Tabla 5b.- Resultados del análisis químico por metales pesados de las muestras de agua potable de comunidades mineras

285

Parámet

ro Unid

ad Anteque

ra (1) Anteque

ra (2) Anteque

ra (3) Anteque

ra (4) Toledo (1)

Toledo (2)

Toledo (3)

Clase A

Clase B

Arsénico μg/L 11,95 18,97 7,55 12,08 11,45 11,95 10,69 50 50

Cadmio μg/L 0 0 0 0 0 0 0,026 5 5

Cromo μg/L 0,042 0,021 0,113 0,075 0,438 0,583 0,347 50 50

Niquel μg/L 0,139 0,009 0,12 0,107 0 0 0 50 50

Plomo μg/L 0,939 0,023 0,011 0,019 0,187 0,102 0,053 50 50

Antimonio

μg/L 0,381 0,459 0,363 0,359 0,178 0,177 0,185 10 10

Selenio μg/L 0,098 0,06 0,083 0,126 1,36 1,149 1,387 10 10

Aluminio

μg/L 1,243 1,205 1,571 1,925 0,62 0,968 1,855 200 500

Cobre μg/L 0,027 0,025 0,025 0,024 0 0 0 50 1000

Manganeso

μg/L 0,269 0,666 1,131 0,217 0,043 0,12 8,343 500 1000

Tabla 5c.- Resultados del análisis químico por metales pesados de las muestras de agua potable de comunidades mineras

Parámetro Unidad Achacollo (1)

Achacollo (2)

Clase A Clase B

Arsénico μg/L 7,832 55,73 50 50

Cadmio μg/L 0,05 0,042 5 5

Cromo μg/L 0,473 0,057 50 50

Niquel μg/L 4236,88 1,605 50 50

Plomo μg/L 0,121 0,108 50 50

286

Antimonio μg/L 0,339 3,452 10 10

Selenio μg/L 1,328 0,002 10 10

Aluminio μg/L 3,387 23,933 200 500

Cobre μg/L 2,844 0,337 50 1000

Manganeso μg/L 1,291 8,153 500 1000

Tabla 5d.- Resultados del análisis químico por metales pesados de las muestras de agua potable de comunidades mineras

Parámetr

o Unid

ad Sor

a Sor

a (1)

Poopó (1)

Pazña (1)

Macha (1)

Huanuni (1)

Huanuni (2)

Toledo (1)

Achacollo (1)

Clase A

Clase B

Temperatura

ºC 15,2

14,1 23,5 19,6 14,1 15,4 10,5 12,2

pH 6,8 7,7 7,89 3,16 8,62 8,53 8,24 8,69 6 – 8,5

6 – 9

Conductividad

μS 1322

291,3

3829

2024 204,4 279,7 2045 1947

ORP mV 97 33 82 424 60 55 52 45

TDS μg/L 937,3

185,2

2760

1465 133,9 184,2 1424 1347 1000 1000

Oxígeno μg/L 6 7 5,5 11 6 6 8 7 >80%sat

>70%sat

Tabla 6a.- Resultados del análisis físico de las muestras de agua de riego de comunidades mineras

287

Parámetro

Unidad

Sora Sora (1)

Poopó (1)

Pazña (1)

Macha (1)

Huanuni (1)

Huanuni (2)

Toledo (1)

Achacollo (1)

Clase A

Clase B

CO3= μg/L 0 0 0 0 0 0 0 0

HCO3= μg/L 52,82 79,3

3 314,86

0 74,75 57,15 148,89

142,79

Cl- μg/L 20,308

24,703

820,53

65,73 5,801 5,41 373,64

340,18 250 300

NO3- μg/L 3,067 0 2,44

3 5,90 , 0 0 0 20 80

SO4= μg/L 348,7

89 41,428

35,106

1091,51

34,109 71,241 279,30

262,35 300 400

Ca++ μg/L 73,185

21,162

62,674

122,16

18,773 23,169 80,59 75,28 200 300

Mg++ μg/L 32,62 7,735

10,916

47,68 8,205 12,469 30,38 29,20 100 100

Na+ μg/L 36 23 550 64,13 10 11 247,91

225,19 200 200

K+ μg/L 5,27 2,595

46,924

8,21 2,28 2,776 15,36 14,56 12 12

F- μg/L 0 0,23 0 8,666 0,153 0,246 0 0 0,6-1,7

0,6-1,7

Tabla 6b.- Resultados del análisis químico de las muestras de agua de riego de comunidades mineras

Paráme

tro Unid

ad Sora Sora (1)

Poopó (1)

Pazña (1)

Macha (1)

Huanuni (1)

Huanuni (2)

Toledo (1)

Achacollo (1)

Clase A

Clase B

Arsénico

μg/L 0,705 2,326

4,024 186,781

0,939 0,848 83,35 101,1 50 50

Cadmio μg/L 226,7 0 0,027 1885,4 0,002 0,009 0,01 0,019 5 5

Cromo μg/L 0,232 0,071

0,166 30,893 0,186 0,133 0,076 0,133 50 50

Niquel μg/L 258,2 0,005

832,284

677,9 0 0 1172,884

500,684

50 50

288

Plomo μg/L 0 0,015

0 641,9 0 0 0,034 0,051 50 50

Antimonio

μg/L 0,946 1,147

7,693 18,157 1,487 2,373 1,441 1,612 10 10

Selenio μg/L 1,053 0,045

0,005 7,08 0,098 0,1 0 0,093 10 10

Aluminio

μg/L 460,784

1,332

2,88 27218,88

2,168 1,913 6,266 4,91 200 500

Cobre μg/L 6,976 0,018

0,631 264,9 0,031 0,023 0,761 0,344 50 1000

Manganeso

μg/L 3227,98

0,419

115,9 12989,9

0,675 1,292 5,947 0,919 500 1000

Tabla 6c.- Resultados del análisis físico de las muestras de agua de riego de comunidades mineras 4. CONCLUSIONES

Del estudio realizado es posible establecer las siguientes conclusiones: a) Calidad de aguas usadas para el consumo humano • Los análisis han mostrado que

los pueblos situados en áreas mineras objeto de investigación (Machacamarca, Sora Sora, Huanuni, Poopo, Antequera, Totoral, Pazña), consumen agua de buena calidad; a excepción de Antequera, donde el agua de consumo es una mezcla de aguas de río y de una vertiente.

• De la misma manera, los análisis de los pueblos en zona no mineras (Toledo y Challacallo), que obtienen agua de un pozo profundo, presentan contaminación por arsénico y níquel. Observando la

distribución de la contaminación es posible afirmar que en casi todos los casos se trata de un problema de origen natural, debido a la geología y no tienen carácter antropogénico.

• Los pueblos más afectados en cuanto a la calidad de aguas de uso potable son los que obtienen agua de acuíferos de profundidad y no los que se encuentran próximos a actividades mineras.

• Una contaminación por bromo se expande sobre una vasta superficie analizada, precisamente localizada desde Machacamarca, Sora Sora, Pazña, Toledo y Challacollo. Como este contaminante no es particularmente peligroso y también poco conocido, no es reportado en las tablas.

289

b) Calidad de aguas usadas para riego

• El río Desaguadero está

altamente contaminado; por ende, el agua de Toledo y Challacollo utilizada para el riego no es apta.

• Los ríos de Machacamarca y

Sora Sora están también contaminados por las operaciones mineras del sector; por lo que, tampoco son aptas para el riego.

290

291

LAVRA SUSTENTÁVEL E MONITORAMENTO DE AQUÍFEROS TERMAIS NA INDÚSTRIA

TURÍSTICA DE CALDAS NOVAS E RIO QUENTE.

EXPLOTACIÓN SUSTENTABLE Y MONITOREO DE ACUÍFEROS TERMALES EN LA INDUSTRIA TURÍSTICA DE CALDAS NOVAS Y RIO QUENTE

CARLOS ENRIQUE ARROYO ORTIZ - E-mail carlosarroyo01@hotmail.com

JOSÉ FÁBIO DE CARVALHO HAESBAERT - E-mail: j_fabio@hotmail.com

Departamento de Engenharia de Minas /UFG/CAC – Brasil

 

JOSÉ FERNANDO MIRANDA- Email: j.miranda@demin.ufop.br

ADILSON CURI– Email: curi@demin.ufop.br Departamento de Engenharia de Minas /Escola de Minas /UFOP - Brasil

RESUMO Localizados na região denominada Centro Oeste do Brasil, a 290 km de sua capital Brasília, os municípios de Caldas Novas e Rio Quente possuem em sua área dois Aquíferos Termais que são responsáveis pela existência de uma indústria turística que recebe aproximadamente 2 milhões de turistas anualmente. Seus aquíferos, nomeados de Araxá e Paranoá alimentam os parques aquáticos de centenas de empreendimentos que geraram uma grande demanda por água termal, o que se tornou possível através da perfuração e entrada em operação de vários poços tubulares profundos a partir da década de 1970. Porém, como todo crescimento acelerado, surgiram algumas consequências. O nível do aquífero termal Araxá passou por um rebaixamento histórico, mas felizmente uma iniciativa foi tomada e desenvolveu-se um estudo a fim de encontrar um nível sustentável de uso dessas águas. Atualmente, com monitoramento mensal pelo DNPM (Departamento Nacional de Produção Mineral) de vazões explotadas e através de estudos sobre capacidade de produção é possível afirmar que a lavra de água termal atingiu um patamar de equilíbrio operacional e demanda. Além disso, os empresários da região constituíram a Associação das Empresas Mineradoras das Águas Termais de Goiás que está desenvolvendo um projeto de estudos científicos, denominado “Projeto de

292

preservação das aguas termais” a fim de lavrar este recurso de forma sustentabel pela empresas envolvidas. Palavras Chave: Aquíferos Araxá e Paranoá; Água Termal; Turismo Termal; Uso sustentável. RESUMEN Localizados en la región denominada Centro Oeste del Brasil, a 270 Km de su capital Brasilia, los municipios de Caldas Novas y Rio Quente poseen dos Acuíferos Termales los mismo que son responsables por la existencia de una industria turística que recibe aproximadamente 2 millones de turistas al año, estos acuíferos denominados como los de Araxa y Paranoa alimentan parques acuáticos de centenas de emprendimientos que generan una gran demanda por agua termal, lo que es posible a través de la perforación y entrada en operación de varios pozos tubulares profundos para su explotación a partir de la década de los años 70, Sin embargo como todo crecimiento acelerado sin planeamiento y sin llevar en cuenta la sustentabilidad, surgieron algunas consecuencias. El nivel del acuífero termal Araxa pasó por un rebajamiento histórico, mas felizmente una iniciativa fue tomada y se desenvolvió un estudio con la finalidad de encontrar un nivel sustentable para el uso de estas aguas. Actualmente, con monitoreo mensual de por el DNPM (Departamento Nacional de Producción Mineral) de volúmenes y caudales explotados y estudios sobre la capacidad de producción es posible afirmar que la explotación de agua termal alcanzo un nivel de equilibrio operacional y demanda. Así mismo, los empresario de la región constituyeron la Asociación de Empresas Mineras de las Aguas termales de Goiás la misma que viene desarrollando estudios científicos denominado “Proyecto de Preservación de Aguas Termales de Goiás” con la finalidad de explotar este recurso de forma sustentable por las empresas involucradas Palavras Clave: Acuíferos Araxá y Paranoá; Agua Termal; Turismo Termal; Uso sustentable 1. INTRODUÇÃO Os municípios de Caldas Novas e Rio Quente estão localizados no Estado de Goiás, região central do Brasil. A 290 km ao sul da capital do Brasil (Brasília), Caldas Novas tem uma área total de 1.595,965km ² e a partir da década de 70 passou por um crescimento muito

acelerado, estando atualmente com uma população de 70.473 habitantes. Contempladas pela existencia de dois aquíferos termais (Araxá e Paranoá) que, de modo geral são lavrados através da construção de poços tubulares profundos com até 1000 metros de profundidade e também por captações naturais de grande porte, como as chamadas nascentes do

293

ribeirão Água Quente (Rio Quente), no município homônimo. Com temperatura das águas podendo chegar até quase 60°C seu aproveitamento é predominantemente para atividades do tipo turismo lazer em diversos parques aquáticos instalados em centenas de empreendimentos hoteleiros que foram surgindo principalmente a partir da década de 1970. A necessidade de fornecer água termal a esta quantidade de empreendimentos gerou uma demanda enorme por novas perfurações, fato este que produziu consequências para os aquíferos termais da região. Mais especificamente, o aquífero Araxá sofreu um rebaixamento de sua superfície piezométrica principalmente a partir do início dos anos 1990 chegando a seu valor mais baixo (617,91 m) em Janeiro de 1996 ante (671,25 m) em Janeiro de 1979 quando medições periódicas dos níveis estáticos dos poços tubulares de Caldas Novas foram iniciadas. Este rebaixamento constante da superfície freática do aquífero Araxá ocorreu até agosto/1996, quando teve início o ajuste e controle das vazões dos poços regulares de Caldas Novas e entorno pelo DNPM (Departamento Nacional de Produção Mineral). A partir desta data a tendência inverteu-se, com o início do processo de recuperação da pressão do aquífero Este trabalho abordará através de uma revisão bibliográfica o contexto existencial científico das águas termais de Caldas Novas e Rio Quente mostrando a evolução de sua indústria turística chegando aos níveis atuais de conhecimento e explotação sustentável dos recursos naturais presentes.

Figura 1: Acima, Superfície freática em

Janeiro de 1979 e abaixo, Superfície freática em Janeiro de 1996. (GEOCALDAS e

GEOCENTER Op. cit.) 2. O MINERAL Água Mineral Termal, no Brasil, sua classificação legal e condições de aproveitamento econômico, são reguladas por legislação federal. De acordo com o Código de Águas Minerais (Decreto-lei n° 7.841, de 08 de agosto de 1945), as fontes são classificadas como:

Temperatura (° C)

Classificação

< 25 Frias > 25 e < 33 Hipotermais > 33 e < 36 Mesotermais

294

> 36 e < 38 Isotermais > 38 Hipertermais

Tabela 1: Classificação de Águas Minerais quanto a sua termalidade. (CÓDIGO DE

ÁGUAS) De acordo com o Decreto-lei n° 227 de 28/02/1967, do Código de Mineração as jazidas hidrominerais são classificadas como pertencentes à Classe VIII - jazidas de águas minerais, com aproveitamento pelo regime de concessão (Decreto ou Portaria de Lavra), regulamentadas e concedidas pelo DNPM. 3. SÍNTESE GEOLÓGICA As águas termais em Caldas Novas não se vincula a atividade de vulcões, como se poderia pensar a princípio, por vários fatores como a temperatura da água, a ausência de rochas vulcânicas na região e a falta de feições típicas associadas a vulcões, como os derrames, os diques radiais e o neck vulcânico. As rochas da região de Caldas Novas são todas de origem sedimentar. Elas apresentam estruturas tectônicas e estilos deformacionais que caracterizam a deformação ocorrida entre 750 a 590 milhões de anos atrás na maior parte do segmento sul da Faixa Brasília. A geologia local é caracterizada pela superposição tectônica do Grupo Paranoá (Meso/Neoproterozóico) pelo Grupo Araxá (Neoproterozóico). O Grupo Araxá têm sido interpretadas como restos de crosta oceânica e seus equivalentes intrusivos, gerados em ambientes de cadeias meso-oceânicas e/ou bacias de retroarcos (Bebert 1970, Drake Jr. 1980, Danni & Teixeira 1981, Leonardos et al. 1990, Brod et al. 1991 e 1992, Strieder 1993, Strieder & Nilson 1992ab).

Consiste em uma unidade tectono-metamórfica da porção interna da Faixa Brasília, a qual foi posicionada em uma porção mais externa pelo descolamento tectônico, responsáveis pelo encurtamento crustal e pela movimentação deste conjunto litoestratigráfico por dezenas de quilômetros. O Grupo Paranoá, no Domo de Caldas é representado por Quartzitos Basais, observados nas bordas da Serra de Caldas; Unidade de Metarritmitos, com caráter lenticular e Unidade de Metasiltitos, corresponde à sucessão do topo do Grupo Paranoá, fortemente dobrado em um padrão de dobramentos assimétricos das demais unidades.

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Figura 2: Caldas Novas, localizada na Zona Interna da Faixa Brasília.

CaldaNovas

Bacia do Paranoá

295

4. ORIGEM DAS ÁGUAS QUENTES Pode-se considerar a existência de três sistemas aquíferos na região. O aquífero Paranoá, com temperaturas de até 58ºC, apresenta, exclusivamente, característica confinada em meio fraturado, enquanto que o aquífero Araxá, com temperaturas de até 44ºC, apresenta características mistas, podendo ser confinado e/ou livre localmente, em meio fraturado. Já o aquífero Freático, com temperatura ao redor de 25ºC, é exclusivamente livre, em meio poroso ou fraturado. As águas termais têm a sua origem nas chuvas que caem, principalmente sobre a Serra de Caldas Novas, e infiltram-se no solo e na rocha fraturada, atingindo profundidades superiores a 1000 metros. Durante esta longa e lenta descida (as datações indicam 1000 a 2000 anos) a água entra em contato com as rochas, enriquecendo-se com a diluição de seus minerais e aquecendo-se com a troca de calor nas profundidades mais elevadas. Após tornarem-se minerais e termais, as águas retornam até a superfície, e nascem em fontes naturais no Rio Quente e na Lagoa de Pirapetinga ou são captadas em poços profundos que abastecem os inúmeros empreendimentos existentes na região. (GEOCALDAS Op. cit.) O potencial hidráulico que controla esses movimentos hídricos decorre dos fenômenos de diferentes desníveis topográficos dos locais de recarga e diferenças de densidade entre as águas que gradualmente se aquecem à medida que se aprofundam no maciço rochoso.

5. EVOLUÇÃO DA SUPERFÍCIE PIEZOMÉTRICA O acompanhamento da superfície piezométrica do aquífero Araxá é um critério muito importante para aferir a sustentabilidade deste em Caldas Novas. É um método direto e de fácil execução possuindo representatividade geral por abranger toda área urbana, sendo feito desde 1995, mensalmente, através da medição dos níveis dos poços por uma equipe técnica do DNPM. Este acompanhamento e alguns registros históricos permitem uma análise gráfica (Gráfico 1), onde se evidencia as consequências de um bombeamento indiscriminado dos poços no período dos anos 80 até a metade da década de 90, quando em janeiro de 1996 o nível piezométrico médio do aquífero Araxá apresentou rebaixamento da ordem de 50 metros. Em julho de 1996 o DNPM e os mineradores promoveram uma ampla campanha do controle da quantidade de bombeamento dos poços regulares e fechamento de alguns poços irregulares, inclusive aqueles bombeados para abastecimento publico da cidade de Caldas Novas, o que resultou, em menos de 2 anos, a recuperação do nível piezométrico médio em aproximadamente 35 metros.

296

Figura 3: Modelo Esquemático de Fluxo de Água Subterrânea (Tröeger. U.; Costa, J.F.G. e Haesbaert, F.F., 2002).

Figura 4: Evolução da superfície piezométrica dos aquíferos em Caldas Novas. (AMAT)

297

6. DETERMINAÇÃO DE PARÂMETROS HIDRAULICOS E CAPACIDADE DE PRODUÇÃO

Segundo GEOCALDAS e GEOCENTER Op. cit. -Parâmetros Hidráulicos

Constitui-se um tema polêmico desde quando foram promovidas as primeiras tentativas de suas mensurações. A complexa evolução geológica da região, a natureza dos aquíferos em meios altamente fraturados, heterogêneos e anisótropos e o fenômeno de interferência entre os cones de bombeamento dos poços são complicadores para esta determinação. Além disso, a descarga induzida desses aquíferos, promovida pelos poços não regulares, é desconhecida e, por isso, torna-se precário todo cálculo que relacione a produção total de poços regulares com a variação espacial da superfície freática local. Quando do término da perfuração dos poços são executados ensaios de bombeamento de longa duração. Esporadicamente, são realizados também ensaios de produção. Para a análise dos resultados dos ensaios de aquífero adota-se o método de Theis-Jacob que, por falta de um processo melhor, continua a definir a vazão atribuída a cada poço.

A melhor maneira de se obter resultados satisfatórios, em função da complexidade de fatores relacionados, é através de uma modelagem matemática e computacional baseada na medida de níveis estáticos e dinâmicos de poços, junto com os demais parâmetros hidrálicos e geológicos. Este modelo está

em desenvolvimento e será citado, com mais detalhes, no item 7.

-Capacidade de produção de Caldas Novas e equilíbrio de explotação.

Este estudo foi feito em 139 poços dos 151 existentes registrando-se aos dados mensais de produção no período de 08/1996 a 03/2000. Com os dados de vazões totais explotadas (Tabela 2) calculou-se as relações entre a soma das vazões diárias de produção autorizada dos poços em operação – 288 l/s – e a média anual das vazões diárias efetivamente explotadas pelos referidos poços para cada ano do período 1997/1999

Tabela 2: (GEOCALDAS e GEOCENTER Op.cit.) Observação: (*) Índice de eficiência é a razão da média anual das vazões diárias

e das vazões diárias autorizadas pelo DNPM, em caráter definitivo ou provisório.

O fenômeno é confirmado, com

mais detalhes, através da análise de linhas de tendências, ao se considerar o período de maio/1997 – quando efetivamente os aquíferos entraram em relativo equilíbrio após a mencionada fase de ajuste das empresas e fechamento dos poços públicos – a março/2000. As médias das vazões de produção por poço e o volume de águas explotadas mensalmente se mantiveram praticamente estáveis, apesar do continuado aumento do número de poços em operação. O fato é muito significativo, pois mostra que apesar do aumento dos poços em operação, os aquíferos não têm sido penalizados com aumento de demanda.

Ano 1997 1998 1999 Vazão explotada 195 192 201

Ie (*) 0,67 0,66 0,69

298

A explotação de água termal

atingiu um patamar de equilíbrio operacional e demanda, equilíbrio este patente em virtude do fato de que o volume global médio das águas explotadas tem se mantido estável juntamente com as vazões médias diárias dos poços. Isto se deu justamente em período caracterizado pelo aumento do número de poços em operação em virtude do incremento das atividades empresariais. Vale ressaltar, porém, que alguns poços ainda não estão em operação devendo-se observar o comportamento dos níveis após o início do funcionamento destes.

-Capacidade de produção de Rio Quente

Atualmente, com apenas 1 empreendimento em lavra as águas emanam em 25 nascentes dispostas em uma área deprimida do terreno constituindo a nascente do ribeirão Água Quente. Átila C. Godoy, apontou uma vazão do ribeirão de 4333 m3/h ou 1207 l/s (ORIENTE, 1982).

Segundo CAMPOS & COSTA (op. cit.) informam que a vazão calculada durante um ciclo hidrológico completo (1978/l979) foi de 6228 m3/h ou 1730 l/s, com a estação de medição localizada em ponto escolhido de modo a captar as águas de todas as nascentes. Em agosto de 1999 concluiu-se a construção de um vertedouro tipo Calha Parshall.

Calculando-se a vazão máxima, com toda a água das nascentes passando pela calha, introduzindo-se um fator de correção ao efeito de turbilhonamento

nas paredes laterais da calha, chegou-se ao valor de 4.796 m3/h (1332 l/s). A diferença entre os valores obtidos em 20 anos deve ser creditada mais à melhor definição do atual perfil da seção – calha Parshall – e ao refinamento da metodologia empregada e dos equipamentos de medição utilizados do que a uma eventual redução de volume de água das nascentes.

7. PROJETO DE PRESERVAÇÃO

DAS ÁGUAS TERMAIS DAS ÁGUAS TERMAIS

Em 03 de outubro de 2001 foi fundada a AMAT - Associação das Empresas Mineradoras das Águas Termais de Goiás, entidade sem fins lucrativos, que conta atualmente com mais de 50 associados. A AMAT tem participado e colaborado em diversas pesquisas sobre as Águas Termais, sendo que, no momento, a principal delas estuda os aquíferos Araxá e Paranoá através do PROJETO DE PRESERVAÇÃO DAS ÁGUAS TERMAIS, iniciado em julho de 2006 e desenvolvido nos Municípios de Caldas Novas e Rio Quente.

Como parte desses estudos foram

feitos levantamentos nas drenagens em volta da Serra de Caldas Novas, com medições e monitoramento das vazão, instalação e monitoramento de diversas estações meteorológicas, perfuração de piezômetros, monitoramento automatizado (uso de divers) em poços de bombeamento de água termal e piezômetros, instalação de tensiômetros na Serra de Caldas Novas, levantamento geológico e estrutural da região, levantamentos geofísicos (eletro resistividade e condutividade elétrica), coleta e análises diversas de águas de

299

nascentes, datação das águas, análise de águas de poços e piscinas, construção de estações pilotos para infiltração de água no solo (recarga passiva) e em poços abandonados (recarga direta), testes de infiltração de água em poços desativados, construção de valas de infiltração de águas pluviais, construção de estações piloto para o tratamento de águas termais após deu uso nas piscinas, dentre muitos outros.

Atualmente está em construção

um modelo numérico que ira gerar um modelo computacional para o gerenciamento das águas, simulação de fluxo de água subterrânea e transporte de calor, calibração dos dados coletados em campo, e geração de resultados consistentes. O projeto recebeu troféu de finalista do Prêmio ANA 2008, da Agência Nacional de Águas.

8. CONCLUSÕES

Historicamente, conhecida desde o século XIX quando em 1819 o naturalista francês Auguste de Saint-Hilaire visitou e fez diversas medidas de

temperatura na região que passou ao longo de muitos anos por diversas fases de turismo.

Hoje quase 200 anos após os

primeiros relatos sobre estas curiosas águas, a região de Caldas Novas e Rio Quente, atrai anualmente milhões de turistas dos mais diversos locais.

Os mineradores desta região

conseguiram, através de medidas, investimentos e estudos, desenvolver atividades sustentáveis, respeitando o meio ambiente e buscando a ampliação de seus conhecimentos sobre os aquíferos termais da região e seus métodos de explotação.

A região das Águas Termais de

Goiás pode ser vista como um exemplo de evolução histórica, passando por diversos momentos e fases turísticas, adaptando-se aos novos contextos exigidos mundialmente e desenvolvendo atualmente suas atividades com forte escopo ambiental sempre em busca de maior sustentabilidade.

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REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS CAMPOS, E.C. & COSTA, J.F.G. – 1980 – Projeto Estudo Hidrogeológico da Região de Caldas Novas. Relatório Final. Goiânia, DNPM/CPRM. 124 p. Il. GEOCALDAS/GEOCENTER – 2007 – Relatório Técnico de Áreas de Proteção dos Aquíferos Termais da Região de Caldas Novas e Rio Quente. Caldas Novas, 2 v. Il. TRÖGER, U.; COSTA, J.F.G.; HAESBAERT, F.F.; ZSCHOCKE, A. – 1999 – Novas Contribuições aos Aquíferos Termais de Caldas Novas, Goiás. Boletim de resumos. In: VII Simpósio de Geologia do Centro-Oeste e X Simpósio de Geologia de Minas Gerais. Brasília – DF. SBG – DF, GO e MG. P. 131. TRÖGER, U.; COSTA, J.F.G. e HAESBAERT, F.F. – 2002 – The Thermal Aquifer and the Springs of the Serra de Caldas Area – Goias – Brazil. In Anais do Congresso Internacional de Praga, República Tcheca. PIMENTEL, M. M.; FUCK, R. A.; DARDENNE, M. A.; DEL’REY SILVA, L. J. H.; MENESES, P. R. – 1995 – Magmatismo Ácido Peraluminoso Associado ao Grupo Araxá na Região entre Pires do Rio e Ipameri, Goiás: Características Geoquímicas e Implicações Geotectônicas. In: SIMP. GEOL. CENTRO-OESTE, 3. Goiânia, Anais...Goiânia, SBG. P.68-71.

301

ESTUDO DE ÁREA CONTAMINADA POR Hg NO MUNICÍPIO DE DESCOBERTO – MINAS GERAIS

ESTUDIO DE LA ZONA CONTAMINADA POR Hg EN LA CIUDAD DE DESCOBERTO – MINAS

GERAIS

JOSÉ FERNANDO MIRANDA

Professor do DEMIN/EM/UFOP - email: j.miranda@demin.ufop.br

ADILSON CURI Professor do DEMIN/EM/UFOP – email: curi@demin.ufop.br

CARLOS ENRIQUE ARROYO ORTIZ Professor da UFGR – email: carlosarroyo01@hotmail.com

RESUMO A questão da contaminação do meio ambiente por metais pesados tem sido objeto de inúmeros estudos das ciências que lidam com o meio ambiente físico. A contaminação ambiental provocada pela utilização descontrolada de mercúrio é preocupante, em função da elevada mobilidade e toxicidade desse metal, além da capacidade de aumentar sua concentração ao longo da cadeia trófica, passando a representar perigo para vegetais, animais e o homem. Além disso, o mercúrio resiste a processos naturais de degradação, podendo permanecer por muitos anos sem perder sua toxidade. Este trabalho apresenta os resultados de um estudo de avaliação e delimitação da extensão de uma área possivelmente contaminada por mercúrio. Também foram determinados os teores de mercúrio existentes em mais de um compartimento do meio físico, permitindo avaliar os impactos decorrentes. Especificamente, procurou-se detectar teores de mercúrio em amostras de água, solos e sedimentos de alguns corpos d’água que ocorrem na região. A metodologia adotada permitiu comprovar a existência de elevados teores de mercúrio nos solos e sedimentos da bacia do Ribeirão do Grama, bem como teores considerados baixo nesta bacia.

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PALAVRAS-CHAVE: Hidrogeologia, Meio Ambiente, Contaminação, Metais Pesados, Mercúrio RESUMEN

El tema de la contaminación ambiental por metales pesados ha sido objeto de numerosos estudios de las ciencias que se ocupan del medio físico. Contaminación ambiental causada por el uso incontrolado de mercurio es motivo de preocupación debido a su alta movilidad y la toxicidad de este metal, y la capacidad de aumentar su concentración a lo largo de la cadena alimentaria, convirtiéndose en un peligro para las plantas, los animales y el hombre. Además, el mercurio se resiste a los procesos naturales de degradación, que duran muchos años sin perder su toxicidad. Este trabajo presenta los resultados de un estudio de evaluación y delineación de la extensión de un área potencialmente contaminada por mercurio. También se determinaron los niveles de mercurio en más de un compartimento del medio ambiente físico, lo que permite la evaluación de los impactos. En concreto, trató de detectar los niveles de mercurio en muestras de agua, suelos y sedimentos de algunos cuerpos de agua que se producen en la región. La metodología utilizada para probar la existencia de altos niveles de mercurio en suelos y sedimentos de la cuenca del Ribeirão do Grama, así como los bajos niveles considerados en esta cuenca. PALABRAS CLAVE: Hidrogeología, Medio Ambiente, contaminación, metales pesados, mercurio 1 - INTRODUÇÃO Segundo Fadini (1999), o tema central da poluição do solo por metais pesados está ligado a processo de acúmulo e transporte dessas espécies que dependem em grande parte, de suas interações com a fase sólida do mesmo. Tais interações são complexas, envolvendo reações de adsorção, dessorção, precipitação, dissolução, complexação e oxirredução com as fases inorgânicas do sistema. O conhecimento das interações e da cinética envolvidas nesses processos torna-se imprescindível ao entendimento do controle das concentrações de metais

pesados na solução e das suas mobilidades em tal sistema e, consequentemente, a previsão de toxidade para as plantas e possível contaminação de aqüíferos, rios, etc. O melhor conhecimento do comportamento de metais pesados em solos intemperizados, principalmente com relação a sua adsorção, e a identificação de fatores que mais influenciam na sua mobilidade e biodisponibilidade irão oferecer subsídios para a previsão de fitotoxidade e da possível contaminação do lençol freático. A partir dos resultados de estudos, já realizados, visando determinar a

303

contaminação de mercúrio no município de Descoberto – Minas Gerais buscar-se-á identificar mais informações quali-quantitativas sobre esta contaminação nos compartimentos solo, águas (superficiais e subterrâneas), sedimentos, plantas e animais e os principais processos de transformação do mercúrio que favorecem a bioacumulação e contaminação da população da região da área afetada. Embora a contaminação ambiental por mercúrio tenha sido diagnosticada em estudos anteriores, os níveis de exposição das populações às substâncias tóxicas eram totalmente desconhecidos. 1.1 - Apresentação do Problema Em dezembro de 2002, no município de Descoberto, situado a 370 km de Belo Horizonte, Zona da Mata do Estado de Minas Gerais (Figura 1), o mercúrio foi encontrado por acaso, quando um morador da zona rural fazia correções na estrada de acesso à sua propriedade. Um corte efetuado no terreno, após longo período chuvoso, provocou o “afloramento” (exudação) do mercúrio, em sua forma líquida.

Figura 1 – Localização do Município de

Descoberto Técnicos da prefeitura que ali estiveram identificaram, de imediato, que era uma ocorrência anômala de Hg e, pelo fato desta estar muito próximo de um afluente do ribeirão do Grama, que era utilizado

como o mais importante manancial de abastecimento de água para os municípios de Descoberto e São João Nepomuceno acionaram a Companhia de Saneamento de Minas Gerais – COPASA (Figura 2), que interrompeu de imediato a utilização daquele manancial. (FEAM e CDTN 2006). Nesta região moram 74 famílias, num total de 300 pessoas. A área em torno do foco de exudação, com cerca de 450 ha, é constituída por mata natural, muitas nascentes e cachoeiras, e diversas espécies de fauna e flora. Desde então, foram realizados alguns estudos no sentido de diagnosticar a contaminação do mercúrio nesta bacia.

Figura 2 – Detalhe da Localização do ponto de capitação da COPASA

Desde o afloramento de Hg elementar, em dezembro de 2002, vários estudos têm sido realizados na bacia do ribeirão do Grama. Os resultados dos vários estudos realizados na bacia do ribeirão do Grama (Tinôco 2008; Alexandre 2006 e FEAM 2005) confirmam a existência de concentrações significativas de Hg nas águas do, nos solos e sedimentos desta micro-bacia. A FEAM (2005) analisou a concentração do Hg nos compartimento solo, água e sedimentos na área próxima ao córrego Rico e vizinhanças da área foco da contaminação e constatou a

304

concentração de Hg na água como sendo de 2,4µg/L. Enquanto que no solo foram constatados valores mínimo e máximo como sendo de 0,196 mg/Kg e 8825,8 mg/Kg, com mediana igual a 1,86 mg/Kg, além de determinar o valor de referência (background) como sendo de 0,30 mg/Kg. Já Alexandre (2006) constatou uma concentração máxima de 4,3µg/L de Hg na água do ribeirão do Grama. E, Tinôco (2008) detectou valores de 3,34µg/L em maio de 2007. Onde, segundo esta autora, pode-se demonstrar que o Hg ainda estava presente, em suspensão. Este trabalho foi proposto para avaliar a evolução do quadro de contaminação ambiental por Hg em Descoberto, possibilitando a compreensão e previsão dos fenômenos de fluxo e transporte do mesmo nos vários compartimentos, de forma a entender sua potencial toxidade e subsidiar a formulação, avaliação e seleção de alternativas de remediação, de monitoração, de gerenciamento e manejo da área contaminada. 1.2 - Caracterização do Problema Embora alguns estudos sobre a contaminação mercurial na área da bacia do Ribeirão do Grama, tenham sido realizados, desde a exudação deste elemento, na forma metálica, seus resultados têm, somente, revelado a comprovação da contaminação. Este fato afetou de várias formas, o comportamento de todo o município e, principalmente, da população vizinha à área contaminada, em face da forma de contaminação e da forma de lidar com a mesma, por parte dos pesquisadores em não apresentar possíveis alternativas de gerenciamento e ou manejo da área

contaminada, haja vista que ainda não é muito comum a contaminação de mercúrio na forma metálica. Segundo Palmieri (2006), “... o conhecimento da concentração total de um elemento embora ainda seja muito útil, é de fundamental importância a determinação das espécies químicas nas quais este elemento está distribuído, especialmente no estudo de seus comportamentos no meio ambiente e nos danos que pode causar à saúde. As propriedades físicas, químicas e biológicas são dependentes da espécie química em que o elemento está presente”. Uma vez introduzido no ambiente, o Hg apresenta um ciclo complexo compondo as forma inorgânica e/ou orgânica. Na forma inorgânica pode ser encontrado sob três diferentes estados de oxidação: o Hg elementar (Hgº) metálico, o qual se encontra principalmente na forma de gás, o Hg monovalente (Hg2

2+), forma pouco estável em sistemas naturais e o Hg bivalente (Hg2+). Na forma orgânica, o Hg bivalente apresenta-se ligado covalentemente a um radical orgânico, sendo o metil-mercúrio (CH3HgX) e o dimetil-mercúrio ((CH3)2Hg) os mais comuns. A conversão entre as diferentes formas de Hg é a base do complexo padrão de distribuição do elemento em seu ciclo biogeoquímico, e de sua magnificação biológica. (Micaroni et al., 2000, apud Oliveira, 2005). Com isso o metal mercúrio constitui um dos poluentes de maior risco para o equilíbrio ecológico e saúde humana, justificado pela elevada toxidade e potencial de bioacumulação e biomagnificação através da cadeia alimentar, pois uma vez penetrado no subsolo, o Hg torna-se suscetível a uma variedade de processos geoquímicos e biológicos, que determinam a sua

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mobilização ou mesmo transformação no meio poroso. Esses processos estão intrinsecamente relacionados a inúmeras variáveis, tornando a prática de remediação da área contaminada uma tarefa complexa, muitas vezes custosa e dispendiosa. A prática de remediação de solos e águas subterrâneas é normalmente uma tarefa complexa e exige o envolvimento de profissionais qualificados e experientes na elaboração de diagnósticos precisos que irão subsidiar a definição da alternativa mais adequada para cumprimento dos padrões preestabelecidos em projeto. Desta forma, o conhecimento detalhado das questões geoquímicas e da natureza dos contaminantes é determinante no sucesso do programa de remediação. 2 - Metodologia A maior parte do mercúrio presente no solo esta fixada à matéria orgânica deste, sobretudo ao material húmico, e pode sofrer processos de eluição (UNEP. 2002 apud Azevedo, 2003). Por essa razão, o tempo de retenção do mercúrio no solo é longo, resultando em acúmulo do metal. O que pode implicar seu lançamento para a superfície das águas e para outros meios, por longos períodos, possivelmente centenas de anos (Pirrone et ai.. 2001. apud Azevedo, 2003). Nas águas, em aerobiose, a distribuição do mercúrio dissolvido varia de acordo com a época do ano e com a profundidade da coluna de água. O mercúrio dissolvido distribui-se nas formas de Hgº, que é volátil, mas relativamente não reativo e em espécies de mercúrio divalente (complexadas) e

orgânicas, principalmente metilmercúrio e dimetilmercúrio. Próximo à interface ar-água a concentração de Hgº é alta. Já a concentração total de mercúrio inorgânico e metilmercúrio é alta próxima ao sedimento (Morei et al., 1998, apud Azevedo, 2003). O metilmercúrio é facilmente absorvido por peixes e outros animais aquáticos, o que provoca a deposição dessa substância química nos tecidos desses animais, a qual se acumula ao longo do tempo, atingindo, na cadeia biológica, concentrações bem maiores que as originalmente encontradas no ambiente (Câmara et ail 1998, apud Azevedo, 2003). A distribuição do Hg no solo tem um perfil característico e sua mobilidade parece ser condicionada por potencial de oxi-redução, pH, drenagem e tipo de solo, além de outros fatores. O Hg nas formas metálica e iônica é adsorvido em humatos. Assim, sua mobilidade para as camadas profundas do solo é pequena e depende de sua redução por processos químicos, microrganismos, plantas e outros organismos vivos, ou da transformação em compostos voláteis de Hg. A lixiviação e a erosão transferem o mercúrio de solos contaminados para a água e os sedimentos. Este fluxo envolve o mercúrio inorgânico, mas grande parte está associada com matéria orgânica particulada e dissolvida. Nos sedimentos é, em parte, transformado em formas alquiladas, principalmente metilmercúrio, as quais não contribuem com quantidades apreciáveis para o ciclo global do mercúrio (Bennett, 1981, apud Azevedo, 2003). A partir destas observações e de estudos mais aprofundados foi planejada a execução dos trabalhos a serem executados da seguinte forma:

306

2.1.1 - Amostragem A partir das as informações necessárias para se atingir um grau de conhecimento suficiente sobre a extensão e dinâmica da contaminação, no espaço e no tempo foi elaborado um plano para coleta de dados que constou basicamente de:

Definição da Área de Abrangência dos Estudos – de acordo com as informações levantadas nos estudos anteriores, relativas à avaliação preliminar dos limites físicos da contaminação, das características do mercúrio e do uso do solo no entorno da área objeto de estudo foi definida a área de enfoque na investigação detalhada.

Definição dos Compartimentos a Serem Amostrados - Nesta etapa da investigação, todos os compartimentos onde o mercúrio pudesse se acumular ou ser transportado foram selecionados para serem amostrados.

Definição das Informações e Parâmetros a Serem Levantados - foram levantados dados no entorno da área contaminada, visando determinar: • as propriedades dos meios

físicos e químicos que governam o transporte do mercúrio;

• os limites das fontes de contaminação, os tipos e as concentrações do mercúrio liberados para o meio e presentes nestas fontes;

• a delimitação da contaminação e da distribuição das concentrações do mercúrio nos meios atingidos.

Procedimentos de campo As amostras foram coletadas de acordo com a seguinte metodologia:

• Localização das estações de coleta planejada com apoio de carta planialtimétrica da área. Nos casos de inacessibilidade, a estação foi deslocada para a posição mais próxima possível da planejada;

• Descrição detalhada da estação (fotos, croquis, etc) e obtenção das coordenadas geográficas das estações;

• Coleta das amostras, segundo orientações padronizadas, tais como: quantidade, forma de coleta, etc;

• Armazenamento adequado, segundo orientações padronizadas;

• Amostragem de solos e sedimentos de corrente

Para a realização deste trabalho foi definida uma série de pontos de coleta ao longo da bacia do ribeirão do Grama, buscando atingir os seus principais afluentes. Para tanto, foi elaborada uma malha de amostragem de maneira a cobrir toda a bacia (Figura 3). A partir desta malha, sempre que possível foram coletadas amostras de solo e sedimento, em duas campanhas de amostragem - uma em agosto de 2008 (período seco) e outra em março de 2009 (período chuvoso). Foram coletados cerca de 3 kg de amostras de solos, com auxílio de uma cavadeira e cerca de 3 kg de sedimentos utilizando uma pá de plástico, próximo a área de remanso dos cursos d’água. Este procedimento visou coletar amostras de sedimentos com maior proporção de finos, fase na qual se concentra a maior parte de metais pesados e particularmente o Hg (Förstner & Wittmann 1981).

307

Figura 3 – Mapa da bacia do ribeirão do

Grama, mostrando os pontos de amostragem. Coordenadas UTM –

Quadrícula 23K No laboratório, as amostras forma secas à temperatura ambiente, destorroadas (tomando-se o cuidado para não comprometer a sua granulometria), quarteadas, peneiradas numa peneira de 250 mesh e finalmente levadas para determinações laboratoriais de Hg. Para estas determinações foram tomadas 0,20g de amostra, que foram digeridoas em HNO3. O Hg foi determinado por espectrofotometria de absorção atômica com geração de vapor a frio. Os dados gerados foram primeiramente submetidos a testes de normalidade – gráfico NPC e Anderson-Darling – (Snedecor & Cochrane 1989) para detecção de outliers e determinação da distribuição ao qual obedecem. Posteriormente valores de background foram propostos com base na estatística descritiva da população. foram considerados valores de background aqueles que se localizam a dois desvios padrão acima da média da distribuição (normal). Assim se engloba valores que têm 95% de probabilidade de ocorrência

em uma determinada distribuição (área). Para este trabalho foi utilizado o software Minitab versão 14. Resultados A Tabela 1 apresenta os dados de Hg em solos e sedimentos para amostras da bacia do ribeirão do Grama. O gráfico de NPC – Normal Probability Plot – (Snedecor & Cochrane, 1989) - (Figura 4) mostra que as amostras de solos dos pontos 8A e 8B se constituem em valores anômalos. Estes valores são exatamente aqueles que se encontram na área contaminada. O teste de Anderson-Darling para verificação da normalidade dos dados mostra que conjunto obedece à distribuição normal (p-valor = 0,078). Isto permite a proposição de um valor de referência para solos. A média dos valores da área foi determinada como 0,19 mg/kg com desvio padrão de 0,12 mg/kg o que leva a um valor de 0,43 mg/kg para o background de Hg em solos na bacia do ribeirão do Grama. O mesmo raciocínio pode ser delineado para sedimentos. O teste de Anderson-Darling mostra que todos os valores pertencem à distribuição normal (p-valor = 0,600). A média dos teores de sedimentos é 0,26 mg/kg com desvio padrão de 0,04 mg/kg, o que conduz a um valor de 0,34 mg/kg para o background em sedimentos. Uma questão que se pode levantar é a possível diferença entre estes dois valores, visto que pertencem à mesma área. O teste de Student (Snedecor & Cochrane 1989) mostra que não existe diferença significativa entre estas duas quantidades. O conjunto de dados para solo mostra dois valores anômalos na área contaminada, sugerindo que o Hg,

308

supostamente estocado em barris enterrados não se propagou para o curso d’água já que os pontos 8A e 8B estão próximos à possível área de estocagem dos barris contendo Hg. Os teores de Hg em sedimentos não mostram valores anômalos, o que sugere que este elemento não atingiu este compartimento. Os valores de referência (para solo e sedimentos) determinados para a bacia podem ser assim considerados para os dias de hoje. A questão de saber se estes eram os valores antes da exploração de Au, na área ou se foram alterados como resultados desta atividade é questão de especulação e de trabalhos futuros, envolvendo sondagens, na perspectiva de que uma provável contaminação tenha sido superficial. Tabela 1 – Valores de Hg (mg/kg) em solos e sedimentos da bacia do ribeirão do Grama.

O limite de detecção da técnica é de 0,04 mg/kg. 0 asterisco (*) indica que amostras não foram coletadas neste ponto por serem

locais distantes de cursos d’água.

Figura 4 - Gráficos de probabilidade (NPC)

para dados de solos e sedimentos de amostras da bacia do ribeirão do Grama em Descoberto, mostrando os valores anômalos

para duas amostras de solo (pontos 8A e 8B). Considerações finais É importante observar que os levantamentos propostos foram normalmente utilizados em alvos selecionados pela presença de anomalias detectadas nos estudos anteriores e as amostras foram coletadas com auxilio de ferramentas que permitiram atingir a profundidade desejada, bem como a retirada de um volume de material necessário para as análises químicas. A avaliação da qualidade dos sedimentos da bacia do ribeirão do Grama mostrou contaminação desse curso de água, corrobora os resultados levantados pelos trabalhos (FEAM, CDTN & CPRM, 2005 e FEAM & CDTN, 2006) já

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realizados. As concentrações de mercúrio observadas nos sedimentos do córrego, nas proximidades do local de afloramento, apresentaram resultados acima do valor considerado aceitável, sendo significativamente superiores às concentrações medidas no ribeirão da Grama. Essa situação indica que o mercúrio presente no solo contaminado é carreado pelas águas pluviais para o leito do curso de água. A avaliação das amostras de água superficial indica que a qualidade dos cursos de água que drenam a Área Contaminada é influenciada pela presença de mercúrio no solo da região, apesar da maior parte das análises não apresentarem concentrações desse metal. Na área contaminada, foram implementadas ações para contenção da contaminação, até que sejam concluídos os estudos das alternativas de intervenção/remediação da área (Vide Figura 5).

Figura 5 – Barreira de contenção da

contaminação

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310

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311

A GESTÃO DE RECURSOS HÍDRICOS NO ÂMBITO DA MINERAÇÃO BRASILEIRA

LA GESTIÓN DE LOS RECURSOS DE AGUA EN

LA MINERÍA DE BRASIL

JOSÉ FERNANDO MIRANDA Professor do DEMIN/EM/UFOP - email: j.miranda@demin.ufop.br

JANINE RODRIGUES FIGUEIREDO Discente de graduação do DEMIN/EM/UFOP - email:

janinefigueiredo_minas@yahoo.com.br RESUMO A água, de modo geral, é um bem mineral de valor imensurável com fortes reflexos numa economia tendenciada ao uso insustentável deste recurso, como a que vivemos atualmente. A mineração é uma atividade que tem forte relacionamento com a água, seja na sua explotação comercial, seja como insumo em seu processo produtivo, ou até mesmo como desvio deste recurso para viabilizar a produção de outros recursos minerais, através do rebaixamento do lençol freático. Objetivando a valorização e o controle sustentável de uso deste recurso, foi estabelecida, em 1997, a Lei n.° 9.433 - "Política Nacional de Recursos Hídricos", um mecanismo de gestão descentralizada e participativa na busca pela manutenção das qualidades e da quantidade da água num contexto geral. Dentro deste dispositivo legal foram então criadas algumas ferramentas de gestão de recursos hídricos, de âmbito nacional, tais como: o Sistema Nacional de Gerenciamento de Recursos Hídricos; o Enquadramento dos Corpos de Água; a Outorga Pelo Direito de Uso; a Cobrança Pelo Uso e o Sistema de Informações Sobre Recursos Hídricos. Este artigo apresenta os principais pontos da gestão de recursos hídricos, no que tangem ao setor de mineração no Brasil. Desta forma há a necessidade de uma tríplice participação (Poder Público – Empresa – Sociedade) no âmbito da gestão de recursos hídricos no País. Onde o poder público dispõe da regulamentação, as empresas passam a adequar suas atividades de forma a se enquadrarem nesta regulamentação, visando à manutenção da qualidade destes recursos para a sociedade que passa a ter nos dispositivos reguladores as ferramentas de exigências de direitos junto ao Poder Público.

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Um exemplo de aplicação desta regulamentação num empreendimento mineral nacional é apresentado visando mostrar a relevância da mesma no sentido de manutenção da qualidade dos recursos hídricos para um futuro sustentável. PALAVRAS-CHAVE: Uso da água, Mineração, Regulamentação, Gestão de Recursos Hídricos RESUMEN El agua en general, es un ben mineral de incalculable valor en una economía con fuertes reflejos de tendencia insostenible para utilizar este recurso, que ha sido experimentado actualmente. La minería es una actividad que tiene una fuerte relación con el agua, sea en su explotación comercial o sea como insumo en su proceso de producción, o incluso como una desviación de este recurso para activar la producción de recursos minerales, mediante la reducción de la capa freática. Con el fin de controlar la apreciación y el uso sostenible de este recurso fue establecido en 1997, la Ley nº9433 - "Política Nacional de Recursos de Agua", un mecanismo de gestión descentralizada y participativa en la búsqueda de mantener la calidad y cantidad de agua un contexto general. Dentro de esta disposición legal se crearon algunas herramientas para la gestión de los recursos hídricos, a nivel nacional, como la Comisión Nacional del Agua Gestión de Recursos, el Marco de los Cuerpos de Agua, la concesión del derecho de uso, la carga para el uso y Recursos del Sistema de Información. Este artículo presenta los puntos principales de la gestión de los recursos hídricos, en relación con el sector de la minería en Brasil. Por lo tanto existe la necesidad de una participación triple (Poder Público - Empresa - Sociedad) en la gestión de los recursos hídricos en el país donde el gobierno tiene reglamentos, las empresas comienzan a adaptar sus actividades a fin de adaptarse a esta normativa, Para mantener la calidad de estos recursos a la sociedad que se sustituye en las herramientas reguladoras de los derechos de las demandas con el Gobierno. Un ejemplo de aplicación de una empresa minera en la legislación nacional se introduce con el fin de mostrar la relevancia de la misma con el fin de mantener la calidad de los recursos hídricos para un futuro sostenible. PALABRAS CLAVES: el uso del agua, reglamento de minería, recursos hídricos

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1- Introdução Na era da pedra lascada, os homens viviam juntos em busca da sobrevivência, não havia leis que determinassem seus direitos e deveres. Naquela época os instrumentos de pedra eram fabricados com técnicas rudimentares, sem utilização de muitos recursos naturais. Posteriormente, com o desenvolvimento da sociedade, passando por eras cujos nomes utilizados na escala de tempo demonstram a importância dos recursos minerais no desenvolvimento da civilização que sofreu um grande salto quando então passou a dominar a técnica de fundição de metais. A partir daí, o homem conseguiu mudar seus hábitos alimentares, desenvolver a agricultura, explorar a natureza e com isso iniciaram-se os conflitos ambientais. Certamente, durante muitos anos a humanidade viveu em disputa de água e exploração de recursos naturais sem nenhuma preocupação de como administrar estes conflitos. Atualmente a humanidade vivencia um cenário bem diferente, os recursos minerais estão presentes em nosso dia-a-dia, desde o acordar até o dormir. No entanto, a explotação insustentável desses recursos e a escassez dos mesmos causam preocupações em nível mundial. Neste contexto, a atividade da mineração é uma das principais atividades industriais, que utiliza a água praticamente em todas as etapas de seu processo produtivo. Visando a garantir que a sociedade possa usufruir futuramente desse recurso mineral é necessário um planejamento do gerenciamento deste recurso, haja vista que é um dos recursos vitais à sobrevivência da mesma. Os órgãos governamentais brasileiros, visando a preservação da qualidade da água,

estabeleceram a Política Nacional dos Recursos Hídricos, com o objetivo de determinar as melhores práticas de manutenção e a garantia deste recurso. 2- Política Nacional de Recursos Hídricos Para um país que concentra em seu território 12% das reservas de água doce do planeta, o Brasil apresenta avanços significativos na gestão de suas águas (SILVA, 2006), em relação aos outros países do continente. Este avanço veio através da construção de uma Legislação pertinente aos recursos hídricos, que mesmo tendo sido implementada lenta e gradualmente, contou com a participação e o empenho da União, dos usuários (indústrias) e da comunidade, consolidou-se em uma integração da gestão dos recursos hídricos e gestão ambiental abrangente. Tendo como uma das principais referências a Lei Federal n.° 9.433, de 08 de janeiro de 1997, que instituiu a Política Nacional de Recursos Hídricos (PNRH). Esta Lei, em seu Artigo 1º define como fundamentos da gestão:

I. a água é um bem de domínio público;

II. a água é um recurso natural limitado, dotado de valor econômico;

III. em situações de escassez, o uso prioritário dos recursos hídricos é o consumo humano e a dessedentação de animais;

IV. a gestão dos recursos hídricos deve sempre proporcionar o uso múltiplo das águas;

V. a bacia hidrográfica é a unidade territorial para implementação da Política Nacional de Recursos

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Hídricos e atuação do Sistema Nacional de Gerenciamento de Recursos Hídricos;

VI. a gestão dos recursos hídricos deve ser descentralizada e contar com a participação do Poder Público, dos usuários e das comunidades.

Com isso, o principal objetivo da PNRH é garantir, às atuais e às futuras gerações, o acesso a água potável, através dos seguintes instrumentos de implementação: os Planos Nacionais de Recursos Hídricos; os Enquadramentos dos Corpos de Água; a Outorga Pelo Direito de Uso; a Cobrança Pelo Uso e o Sistema de Informações Sobre Recursos Hídricos. Os Planos Nacionais de Recursos Hídricos são elaborados por representantes dos Estados, Municípios e Comitês de Bacias Hidrográficas. Para isto, foram estabelecidas doze Comissões Executivas Regionais (CERs), uma para cada bacia hidrográfica brasileira, pelo fato da Lei n.° 9.433 estabelecer como bacia hidrográfica uma unidade territorial de implantação da PNRH. Desta forma, a definição dos usos prioritários das águas no domínio de cada bacia hidrográfica nacional é realizada pelas respectivas CERs. Para instituir o gerenciamento dos recursos hídricos, cada Estado deve ter seu Conselho Estadual de Gerenciamento de Recursos Hídricos (CEGRH). No entanto, como vários rios nacionais atravessam mais de um estado, esta gestão deve ser descentralizada e ao mesmo tempo ser integrada, ou seja, Comitês de Bacias hidrográficas, Estado e União trabalhando juntos com os usuários e as comunidades locais na adequação da gestão da unidade hidrográfica à PNRH.

Como o segundo fundamento da gestão de recursos hídricos inscrito no artigo 1º da PNRH, determina que a água é um bem de domínio público, limitado e dotado de valor econômico fez-se necessário a instituição de duas ferramentas de controle de uso: a Outorga Pelo Direito de Uso e a Cobrança Pelo Uso. A primeira é utilizada para garantir o controle qualitativo e quantitativo dos usos da água e o direito de acesso a água desde que resguardem o transporte aquaviário e os usos múltiplos desta. A segunda estimula o uso racional da água e a arrecadação de recursos financeiros para programas do PNRH. Vale ressaltar que esta cobrança pelo uso não é um imposto, mas sim uma taxa acordada entre os usuários, comunidade e o poder público (ANA, 2009). De um desdobramento da Lei n.° 9.433, em julho de 2000, foi criada a Agência Nacional de Águas (ANA) que é a entidade federal de implementação da PNRH e de coordenação do Sistema Nacional de Gerenciamento de Recursos Hídricos (SNGRH), mediante a integração dos organismos que compõem este sistema e a articulação entre eles, bem como a aplicação dos instrumentos de gestão referidos anteriormente (MACHADO, 2006). O SNGRH é um órgão que, além de coordenar a gestão das águas e promover sua recuperação, efetua a cobrança e implementa a PNRH. Já o artigo 25 da mesma Lei estabelece que o Sistema de Informações sobre Recursos Hídricos (SIRH) é um sistema de coleta, tratamento, armazenamento e recuperação de informações sobre recursos hídricos e fatores intervenientes em sua gestão. Assim, o SIRH e o SNGRH trabalham juntos com o objetivo de atualizar os dados da gestão dos recursos hídricos nacionais além de

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informar a disponibilidade de água a ser outorgada pelas autoridades competentes. 3-A outorga de direito de uso de água na mineração A outorga de direito de uso de água é um ato administrativo que concede ao outorgante o direito de uso de certo volume de água por prazo determinado. O que estabelece a outorga como instrumento para manutenção da qualidade e controle da quantidade de água potável, além do efetivo exercício dos direitos de acesso à água. Além disso, todos os usos dos recursos hídricos devem respeitar o transporte aquaviário e usos prioritários definidos por cada comitê de bacia. A Constituição Federal de 1988 define como bens da União os lagos e os rios que banham mais de um Estado ou sirvam de limites com outros países. E como bens de cada Estado as águas superficiais ou subterrâneas, fluentes, emergentes e em depósito sob seus territórios. Enquanto que nas deliberações da PNRH ficam definidas como autoridades competentes para a cobrança da outorga: o Poder Executivo Federal os Estados ou o Distrito Federal, quando necessário. Este fato levou à criação da ANA como órgão responsável em outorgar o direito de uso de recursos hídricos de domínio da União. E para cada Estado um órgão competente para outorga de uso de águas de domínio Estadual foi criado. Por exemplo, no estado de Minas Gerais cabe ao Instituto Mineiro de Gestão das Águas (IGAM) conceder a outorga aos usos de recursos hídricos de domínio de seu território.

Figura 1- situação dos Estados que possuem

plano de gerenciamento dos recursos hídricos (ANA, Conjuntura dos recursos hídricos no Brasil: informe 2011, 2011)

Na atividade de mineração podem-se destacar diversos tipos de usos dos recursos hídricos que afetam diretamente os mesmos, provocando alterações no regime dos corpos de água, na quantidade e qualidade da água existente. De forma a complementar a PNRH, no que tange aos usos dos recursos hídricos na indústria mineral, foi deliberada a resolução n.° 29, de 11 de dezembro de 2002, onde no Art. 2º dessa resolução foram definidos aqueles usos da água relacionados à mineração e sujeitos a outorga, quais sejam:

I. a derivação ou captação de água superficial ou extração de água subterrânea, para consumo final ou insumo do processo produtivo;

II. o lançamento de efluentes em corpos de água;

III. outros usos e interferências, tais como:

a) captação de água subterrânea com a finalidade de rebaixamento de nível de água;

b) desvio, retificação e canalização de cursos de água

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necessários às atividades de pesquisa e lavra;

c) barramento para decantação e contenção de finos em corpos de água;

d) barramento para regularização de nível ou vazão;

e) sistemas de disposição de estéril e de rejeitos;

f) aproveitamento de bens minerais em corpos de água; e

g) captação de água e lançamento de efluentes relativos ao transporte de produtos minerários.

Dentre as diversas medidas administrativas, para se fazer um pedido de outorga, o requerente deverá apresentar um relatório detalhado do empreendimento, contendo o Plano de Utilização de Água:

“é um documento que, de acordo com a finalidade e porte do empreendimento minerário, descreve as estruturas destinadas à captação de água e ao lançamento de efluentes com seus respectivos volumes de captação ou diluição, os usos e o manejo da água produzida no empreendimento, o balanço hídrico do empreendimento, as variações de disponibilidade hídrica gerada pelo empreendimento na bacia hidrográfica, os planos de monitoramento da quantidade e qualidade hídrica, as medidas de mitigação e compensação de eventuais impactos hidrológicos e as especificidades relativas aos sistemas de rebaixamento de nível de água, se houver” (RESOLUÇÃO N º29, 2002).

Esse procedimento é muito interessante para o empreendedor, uma vez que com o mesmo estudo, é possível solicitar a outorga e a regularização de todos os usos de águas, junto à autoridade outorgante e, para esta a vantagem de poder realizar a análise do balanço hídrico completo do empreendimento em apenas um pedido de outorga. (diagnostico da outorga). O quadro 1 – apresenta as fases de licenciamento juntamente com os documentos necessários quando da solicitação de outorga, em cada etapa da mineração onde houver uso dos recursos hídricos.

Quadro 1 – Etapas e Documentação necessária à outorga de recursos hídricos na

mineração REGIMES/ETAPAS DOCUMENTOS Concessão de lavra Apresentar a

comprovação da aprovação do Relatório Final de Pesquisa.

Licenciamento mineral, permissão de lavra garimpeira e registro de extração

Solicitar a manifestação prévia (emitido pela autoridade outorgante, equivalente à outorga preventiva, destinado a reservar a vazão passível de outorga, possibilitando, aos investidores, o planejamento de empreendimentos que necessitem desses recursos)

Pesquisa Mineral

Solicitar a outorga pelo prazo de duração da pesquisa. Apresentar manifestação prévia, e alvará de autorização da

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pesquisa. Para uso da água ou para realizar a interferência nos recursos hídricos, resultantes da operação das atividades minerarias.

Apresentar os respectivos títulos minerários

Para outorgar ou não uma solicitação de uso de recursos hídricos a autoridade outorgante competente deve respeitar as especificidades do Código de Mineração brasileiro e levar em considerações os usos prioritários já definidos por cada bacia, por seu respectivo comitê. Assim, a outorga é o resultado da avaliação da disponibilidade hídrica de uma bacia, da quantidade dos seus usuários e das variações dos níveis de água causados por eventos hidrológicos. Uma má interpretação de um pedido de outorga pode causar transtornos na economia local e colocar áreas em riscos de escassez.

Figura 2- Evolução histórica do número de

outorgas emitidas no Brasil, (ANA, Conjuntura dos recursos hídricos no Brasil:

informe 2011) 4- A gestão de recursos hídricos em minas subterrâneas Assim como a água está presente em praticamente todas as etapas da mineração a céu aberto: na pesquisa, na lavra, no beneficiamento e no fechamento da mina, o mesmo se pode

dizer inclusive com mais intensidade, quando da lavra subterrânea. Logo, o conhecimento hidrogeológico e o manejo da água da mina são fundamentais para o sucesso da produção quer seja a céu aberto quer seja subterrâneo. Isto faz com que as empresas que operam no subsolo intensifiquem sua “luta” contra o tempo para que as vazões de água do lençol freático não interrompam o processo produtivo. Muitas das vezes o grande aporte de água retirado de uma mina pode ser maior que o volume de minério lavrado. É o caso, bem freqüente, de lavras que se localizam abaixo do nível freático, seja de aqüíferos livres ou confinados, os quais devem ser bombeados enquanto durar a explotação da mina (RUBIO, 2006). Algumas medidas de controle e prevenção são barreiras impermeabilizantes e desvio dos cursos de água, devem ser tomadas para que o volume de água não comprometa a estabilidade de uma mina. Se mesmo assim ainda for necessária a drenagem da mina, o método mais indicado é a Drenagem Preventiva em Avanço (DPA). Segundo RUBIO (2006), o DPA consiste em extrair água do aqüífero em setores afastados de certa distância da lavra, de maneira que as águas não sejam contaminadas pelas operações na mina, garantindo desta forma a qualidade das mesmas. Outro problema enfrentado pelas minas subterrâneas é a contaminação de aqüíferos e de águas superficiais causada pela atividade de lavra. Para minimizar esse impacto deve ser elaborado um plano em que o menor volume de água possível entre em contato com a lavra até o fechamento da mina. É aqui que entra a importância da gestão de águas em minas subterrâneas, onde a vazão de água e o controle da sua

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qualidade são necessários para o desenvolvimento de um empreendimento mineral sustentável. O volume de água, obtido pela drenagem, pode ser tão grande de forma a implicar no atendimento das necessidades de abastecimentos agrícolas, industriais e de comunidades, no entorno do empreendimento mineiro. É importante ressaltar que não há uma legislação específica para outorgas de águas subterrâneas em todos os estados brasileiros, mas a mineração subterrânea tem muito a contribuir para a elaboração de uma legislação pertinente, pelo fato de tecnicamente terem um profundo conhecimento do comportamento hidrogeológico e hidrogeotécnico dos ambientes nos quais atuam. Minas Gerais é um dos poucos estados brasileiros que possui legislação específica para os usos de águas subterrâneas. Onde o IGAM, como o órgão responsável em fiscalizar a exploração dos recursos hídricos de domínio estadual, determina as diretrizes para outorgas de direito de uso em águas em ambientes subterrâneos. 5- Estudo de caso A mina subterrânea de Vazante no oeste do estado de Minas Gerais está inserida na Bacia Hidrográfica brasileira do Rio São Francisco. Em sua lavra é retirado minério willemita com um teor de 19,15% de zinco a uma profundidade de 350 metros e vazão de água de 6 milhões l/h. A Votorantim possui o direito de lavra da mina a céu aberto na mesma região, e como expansão dessa lavra a mina subterrânea. No entanto, quando na exploração da mina subterrânea foi questionado o direito de uso dos recursos hídricos para o novo empreendimento.

Figura 3- Localização da cidade de Vazante,

MG. (http://pt.wikipedia.org/) Buscando adequar a lavra da mina subterrânea às Legislações Federais e Estaduais, a Votorantim entrou com um processo de pedido de outorga para captação de água subterrânea para fins de pesquisa hidrogeológica e, posteriormente, um pedido de outorga para a drenagem da mina. A Mina subterrânea de Vazante encontra-se localizada em uma região de rochas calcárias com formação de dolinas devido à erosão cárstica, que origina cavernas de grandes dimensões (SANTOS, 2010). O volume hídrico encontrado na subsuperficie é muito grande, o que atrapalha a explotação do minério, pois o aporte de água que chega à lavra ainda é intensificado na época das chuvas. Segundo FIGUEIREDO, é possível afirmar que apesar das condições climáticas adversas, nos regimes chuvosos à exploração minerária a Votorantim preocupa-se com o monitoramento subterrâneo nas áreas cársticas atuando com medidas preventivas visando a minimizar o dolinamento na área do empreendimento bem como em áreas do entorno, para que não haja uma catástrofe ambiental com o rebaixamento da cidade de Vazante.

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Figura1- Cavernas da região de Vazante, MG

AUGUSTO AULER, O Carste Hipogênico

do Grupo Vazante, Minas Gerais O Quadro 2 apresenta as recomendações estaduais, conforme previsto na Lei, sendo responsabilidade do Estado a gestão dos recursos hídrico subterrâneos.

Quadro 2 - Medidas de controle ambiental dos recursos hídrico da mina subterrânea.

(SUPRAM, 2008) Recomendação 1 O monitoramento

do fluxo hídrico subterrâneo a jusante e principalmente a montante do empreendimento a fim de verificar possíveis conseqüências nas vazões.

Recomendação 2 A utilização de medidas conservacionistas na extensão da mina e ao entorno com a finalidade de desviar as águas da chuva impedindo a formação de novas dolinas.

Recomendação 3 Monitoramentos de bombeamento, pluviométrico, fluviométrico, piezométrico, de recalques e abatimentos conforme a sistemática atualmente adotada e caso haja necessidade a inserção de mais locais de monitoramento para garantir o aperfeiçoamento dos modelos utilizados no monitoramento hídrico.”

O processo produtivo da mina só foi iniciado com o desaguamento de galerias, assim como, só é possível manter a explotação do minério mediante o bombeamento constante de água. Como uma das ferramentas do gerenciamento das águas na mina, a empresa implantou um sistema moderno de comportas para evitar que a água não entre contato com a lavra e um número considerável de bombas para retirar a água do ambiente de lavra.

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Estava previsto na expansão da mina, os mesmos planejamentos de preservação ambientais já adotados na lavra a céu aberto. O uso da água também seria o mesmo, mas, foi necessário informar ao IGAM os usos da água durante o processo produtivo, foram então, adotadas medidas de controle dos recursos hídricos subterrâneos. Na drenagem de água na mina para garantir o uso potável da água um processo de clarificação é realizado dentro da própria e depois bombeado para o armazenamento em uma determinada cava. Posteriormente, esse volume de água é mandado para um córrego da região, aumentando a potência hídrica e a qualidade do mesmo, abastecendo a população local. Além disso, a empresa também deve garantir o monitoramento das águas dos cursos d´água sob influência do empreendimento, incluindo água do desaguamento da mina subterrânea. Visando o sucesso desse controle foram instalados na região pontos amostrais (cisternas, piezômetros) de monitoramento hidrológico e hidrogeológico. Durante o processo da lavra até o fechamento da mina deve-se haver um planejamento de controle das águas e também restauração das áreas degradas, visando mitigar os impactos ambientais causados pela atividade minerária.

6-Considerações Finais A mineração é uma atividade que não escolhe seu local de trabalho, pois sua rigidez locacional faz dessa atividade uma ambientalmente delicada, recomendando, muitas das vezes cuidados especiais e prudência, principalmente quando inserida em áreas especiais de interesse ambienteais. Dessa forma, a atividade minerária estará sempre sujeita a outorga de usos dos recursos hídricos nas bacias em que se encontra localizada. Além das outorgas emitidas, contribuem para o balanço hídrico de uma bacia a água utilizada no reuso na etapa de beneficiamento e a água bombeada de uma mina subterrânea, o que leva as empresas de mineração estarem em constante verificação de seus sistemas de gerenciamento de recursos hídricos. Considerando que as especificidades dos usos da água na indústria mineral é fundamental a união entre o setor produtivo e o governo, pode-se dizer que a PNRH foi o marco inicial para o desenvolvimento de uma gestão de recursos hídricos sustentável no Brasil. No entanto, ainda faltam alguns passos para que todo território nacional esteja incluído nessa política de forma a contemplar todo o potencial hídrico do Pais.

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Referências SILVA, Marina. Ministério do Meio Ambiente. Secretaria de Recursos Hídricos. Caderno Setorial de Recursos Hídricos. Brasília, 2006. 481 p. ANA. Ministério do Meio Ambiente. Agência Nacional das Águas. Relatório de atividades. Brasília, 2009. MACHADO, José. Ministério do Meio Ambiente. Agência Nacional das Águas. A Gestão de Recursos Hídricos e a Mineração. Brasília, 2006. 338 p. RUBIO, Rafael Fernández. Tradução de N. Fernández Castro, Marcelo T. de Lima. Gestão de Recursos Hídricos e a Mineração. Brasília, 2006. 338 p. SANTOS, Juarez Fontana dos. Ministério de Minas e Energia. Secretaria de Geologia, Mineração e Transformação Mineral. Perfil do Minério de Zinco. Brasília, 2010. 33p. BRASIL. Lei n.° 9.433, 08 de janeiro de 1997. Institui a Política Nacional de Recursos Hídricos, cria o Sistema Nacional de Gerenciamento de Recursos Hídricos, regulamenta o inciso XIX do art. 21 da Constituição Federal, e altera o art. 1º da Lei nº 8.001, de 13 de março de 1990, que modificou a Lei nº 7.990, de 28 de dezembro de 1989. 19 p. BRASIL. Resolução n° 29, de 11 de dezembro de 2002. Define diretrizes para a outorga de uso dos recursos hídricos para o aproveitamento dos recursos minerais. 4 p. INSTITUTO MINEIRO DE GESTÃO DE ÁGUAS. <http://www.igam.mg.gov.br/> BRASIL. Ministério do Meio Ambiente. Agência Nacional das Águas. Superintendência de Outorga e Fiscalização. Diagnóstico da Outorga dos Recursos Hídricos no Brasil. Brasília, 2007. 168 p. MINAS GERAIS, Secretária de Estado do Meio Ambiente e Desenvolvimento Sustentável. FIGUEIREDO, Flávio Pimenta de. Parecer do empreendimento Votorantim Metais Zinco S.A. (Rio Santa Catarina), 2010. 34 p. ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE ÁGUAS SUBTERRÂNEAS. Águas subterrâneas. Brasil, n.° 8, ano 2, p. 15- 16 novembro, 2008. INSTITUTO DO CARSTE <http://www.institutodocarste.org.br>

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REGIME HIDROLÓGICO DA ANTIGA

MINA SUBTERRÂNEA DE GERMUNDE EM

PORTUGAL

EL RÉGIMEN HIDROLÓGICO EN

ANTIGUA SUBTERRÁNEA MINA DE

GERMUNDE EN PORTUGAL

ADILSON CURI curi@demin.ufop.br

JOSÉ MARGARIDA DA SILVA Departamento de Engenharia de Minas, Escola de Minas, Universidade

Federal de Ouro Preto, Brasil

Resumo

Neste trabalho faz-se uma revisão dos procedimentos e métodos de cálculo necessários para a obtenção do balanço hidrólogo de uma região e tal procedimento foi aplicado em um estudo de caso para a região da antiga mina de Germunde, na localidade de Castelo de Paiva, lavra subterrânea de carvão, por abatimento, nas imediações da cidade do Porto em Portugal, que encerrou suas atividades no final do século passado. A citada mina sofreu processo de subsidência. A subsidência relaciona-se também à hidrologia presente em certo maciço rochoso. As deformações podem criar direções preferenciais para o fluxo das águas em subsolo ou exsurgências de água, seja nos planos de fraqueza, seja nos deslocamentos entre as camadas, modificando o comportamento vigente. O método de lavra praticado, mais as falhas existentes e descontinuidades provocadas pelas movimentações facilitam a infiltração em um corpo de minério de geometria irregular e heterogêneo como este em questão. É utilizado o método de Thornthwaite e Mather para o cálculo da evapotranspiração. Este estudo é interessante na medida em que, através dele, pode-se avaliar, entre outras coisas, o afluxo de água que se infiltrará pelo maciço rochoso, alcançando os níveis inferiores da mineração

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subterrânea, contribuindo assim para o dimensionamento, inclusive, das instalações de bombeamento. Palavras-chave: modelo hidrológico, afluxo de água subterrânea, bombeamento, mina subterrânea.

Resumen

En este artículo ofrecemos una revisión de los procedimientos y métodos de cálculo necesario para obtener el balance hídrico de una región y este procedimiento se aplicó a un caso de estudio para la región de la mina Germunde antigua en la ciudad de Castelo de Paiva, la minería subterráneas de carbón, por deducción, a las afueras de Porto en Portugal, que puso fin a sus actividades en el siglo XIX. El proceso se ha referido al hundimiento de la mina. Subsidencia también está vinculado a la hidrología presente en una masa de roca. Las deformaciones pueden crear direcciones preferenciales para el flujo de agua en el agua subterránea o exsurgências, está en los planes de debilidad, ya sea en desplazamientos entre las capas, modificar el comportamiento existente. El método de explotación practicado, los defectos más y discontinuidades causadas por los movimientos de facilitar la infiltración de un mineral de la geometría del cuerpo irregular y heterogénea en cuestión como esta. Usamos el método de Thornthwaite y Mather para el cálculo de la evapotranspiración. Este estudio es interesante ya que, a través de él, se puede evaluar, entre otras cosas, la afluencia de agua que se filtra a través de la masa de roca, hasta alcanzar los niveles más bajos de la minería subterránea, lo que contribuye al diseño, incluidas las instalaciones de bombeo. Palabras clave: modelo hidrológico, el flujo de bombeo de agua subterránea, la mina subterránea. 1. Introdução

mina subterrânea de Germunde foi iniciada nos anos 60 do século XX. Teve mudada sua extração com introdução posterior de enchimento. Servida por três poços de acesso, Sofreu processo de subsidência. Na bacia hidrográfica existem várias captações de água para abastecimento a 1,5 e 20 km (a jusante da mina) e a 4 km (a montante). A rede hidrográfica se adapta às competências das rochas quartzíticas.

As características topográficas e geológicas da jazida de carvão de Germunde (Figura 1), assim como o método de lavra adotado, condicionam o regime de circulação e de armazenamento das águas superficiais e subterrâneas que a percorrem, sendo essencial o seu conhecimento detalhado, para estimar as conseqüências que sobre as mesmas terá o encerramento da exploração.

325

Trata-se de um maciço essencialmente heterogêneo, pois tudo que se relaciona com o escoamento de águas é controlado pelas propriedades hidrogeológicas características dos diferentes tipos litológicos presentes. Por razões de sistemática, pode-se dividir o maciço em três unidades hidrogeológicas:

a) Formações do Câmbrico, de natureza xistosa, revelando muito baixa permeabilidade e características de homogeneidade apreciáveis, sendo cobertas à superfície por uma importante formação argilosa de alteração, que não permite infiltrações significativas.

b) Formações do Ordovícico, essencialmente constituídas por rochas xistosas que na área da Mina formam a parte mais elevada do teto das rochas carboníferas, com a diferença de serem muito mais resistentes à meteorização que os xistos câmbricos. Assim, à superfície não existem terrenos que impeçam a infiltração das águas,

ocorrendo ainda juntas abertas que lhe conferem uma elevada anisotropia na sua permeabilidade. Existem ainda rochas quartzíticas e brechóides nesta unidade, que possuem comportamentos distintos dos xistos, uma vez que apresentam altas permeabilidades, com boas capacidades de armazenamento e podendo constituir excelentes aqüíferos. c) Formações do Carbonífero, constituídas por carvão e materiais argilosos associados, muito tectonizados sob a forma de dobras e falhas, apresentando baixa permeabilidade e sem condições para a criação de aqüíferos. A infiltração das águas pluviais nesta unidade resulta principalmente da ocorrência de fraturas abertas à superfície, e ainda da grande permeabilidade que têm os quartzitos ordovícicos situados a teto das camadas de carvão, os quais possuem comunicação com a rede fluvial vizinha.

Figura 1 – Localização da mina de Germunde com indicação das suas principais estruturas

hidrogeológicas (Curi e Silva, 1999).

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A subsidência relaciona-se também à hidrologia presente em certo maciço rochoso. O controle geológico-estrutural é de maior importância para a hidrogeologia. As deformações podem criar direções preferenciais para o fluxo das águas em subsolo ou exsurgências de água, seja nos planos de fraqueza, seja nos deslocamentos entre as camadas, modificando o comportamento vigente. O método de lavra praticado, mais as falhas existentes e descontinuidades provocadas pelas movimentações facilitam a infiltração em um corpo de minério de geometria irregular e heterogêneo como este em questão. Neste trabalho faz-se uma revisão dos procedimentos e métodos de cálculo necessários para a obtenção do balanço hidrólogo de uma região e tal procedimento foi aplicado em um estudo de caso para a região da antiga mina de Germunde, em Portugal. 2. Critérios adotados para a obtenção do balanço hidrólogico Por definição, uma equação do balanço hidrológico relaciona as entradas e saídas de água (afluências e efluências), ocorridas num determinado espaço e durante um certo período de tempo, com a variação do volume do mesmo líquido no interior desse espaço, durante o intervalo de tempo referido. Constitui assim uma forma da equação da continuidade. A forma geral de uma equação do balanço hidrológico é, portanto, a sequinte : Afluências − Efluências = Variação no Armazenamento de Água (1) ou seja :

t+Δt t+Δt ∫ qa (t) dt − ∫ qe (t) dt = S (t + Δt) − S (t) t t (2) Em que qa (t), qe(t) e S(t) representam as leis de variação com o tempo, respectivamente, das afluências, das efluências e do armazenamento de água no interior do espaço. Conforme o espaço e o período de tempo considerados, estas formas gerais da equação do balanço hidrológico assumem diferentes formas particulares (LENCASTRE, 1984). 2.1. Aplicação seqüencial A técnica mais divulgada da aplicação seqüencial do balanço hidrológico é devida a Thornthwaite e Mather e utiliza a seguinte equação, que pode ser deduzida a partir da equação 2 do balanço hidrológico citada: P − ( ETe + ΔSso ) = R + ΔSs + G + ΔSsso. (3) em que: P é a precipitação ETe a evapotranspiração efetiva; R o escoamento superficial ; G o escoamento subterrâneo ; ΔSs, ΔSso e ΔSsso as variações do armazenamento da água, respectivamente , à superfície , no solo e no subsolo. Todos os termos devem ser expressos nas mesmas unidades de volume ou de altura de água (volume /área ) e ser, obviamente , referentes ao mesmo intervalo de tempo. A aplicação seqüencial da equação anterior exige, no mínimo, que se disponha dos valores da precipitação, P, da evapotranspiração potencial, ETp, referentes a cada um dos intervalos, e do da capacidade utilizável do solo, nu . O armazenamento de água no solo, Sso, e, consequentemente, a sua variação, ΔSso, serão limitados pela respectiva capacidade utilizável do solo, nu .

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A evapotranspiração efetiva, ETe, será igual a ETp quando não houver limitações de água para o fenômeno , e a P − ΔSso quando houver (casos em que ΔSso < 0). Quanto aos termos do segundo membro da equação (3 ) , o seu valor poderá ser determinados em conjunto , a partir dos valores dos termos do primeiro membro. No caso de haver conhecimento direto de alguns termos do segundo membro (normalmente R e ΔSs ), poderão os restantes ser determinados por subtração do respectivo valor total. Na aplicação da equação 3 há que se distinguir dois tipos de intervalos de tempo: −intervalos com superávit hídrico , SH, em que P ≥ Etp, vindo: SH = P - (ETp +ΔSso );(ΔSso≥0 ). (4) −intervalos com Déficit hídrico , DH, em que P < Etp, vindo : DH = ETp - ETe = ( ETp + ΔSso ) - P ; (ΔSso < 0). (5) dado que : ETe = P - Δ Sso ; (ΔSso < 0). (6) Um conjunto de intervalos seguidos , com superávit hídrico , define um período úmido e um conjunto de intervalos seguidos , com déficit hídrico, define um período seco. De acordo com a metodologia exposta, admite-se simplificadamente que durante um período úmido o aumento do armazenamento de água no solo é igual ao excesso da precipitação sobre a evapotranspiração , ΔSso = P - Etp, até ao limite da capacidade utilizável do solo, Sso =nu Já durante um período seco a diminuição do mesmo armazenamento não é linear, devido ao aumento das forças de retenção de

água no solo com a sua secagem, tendo Thornthwaite e Mather proposto a sequinte equação exponencial : Sso = nu eL/nu. (7)

em nu, quando sujeito a uma perda potencial de água , L. Esta perda é obtida em cada intervalo de tempo do período seco (em que P < ETp) por : L (i) = ∑ i [ P ( j ) - ETp ( j) ] ; ( L< 0 ). (8) j=1

As equações supra citadas serviram de base para o desenvolvimento do balanço hidrológico seqüencial mensal proposto para a região da Mina de Germunde, cujos resultados se encontram dispostos no anexo e representados graficamente na Figura 3.

3. Evapotranspiração Por transpiração entende-se , a perda da água absorvida pelas plantas que se dá, principalmente, através dos poros que existem na parte inferior das respectivas folhas. A água transpirada é substituída pela água que as raízes vão buscar ao solo. Ao calcular-se a água perdida numa região revestida por vegetação, é praticamente impossível separar a transpiração da evaporação do solo, lagos e rios. Assim, em termos de balanço hidrológico, os dois processos devem ser considerados em conjunto, sob a designação de evapotranspiração. Chama-se evapotranspiração potencial ao valor da evapotranspiração que ocorreria se não houvesse deficiência de alimentação em água para o referido processo. 3.1) Medição da evapotranspiração potencial

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a) Tinas evaporimétricas - As tinas evaporimétricas são particularmente úteis para o cômputo da evapotranspiração potencial . Para tal, é necessário afetar os valores dados pela tina por coeficientes que são função do tipo de cobertura do solo. b)Lisímetros - A evapotranspiração é medida diretamente em dispositivos denominados lisímetros, constituídos por uma porção de solo que se isolou do seu conjunto (1 m3 a 100 m3, ou mesmo mais) e na qual se faz uma cultura. c)Estudos de campo - Em vez de se confinar o solo num lisímetro, podem-se medir as várias componentes do balanço hidrológico num campo experimental. Além das formas de medição direta, o cálculo da evapotranspiração potencial também pode ser feito pelo balanço energético ou por fórmulas empíricas, desde que se disponha de dados para tal. As fórmulas empíricas mais divulgadas são as de Penman,Turc,Blaney-Criddle,Linacre,Bouchet, Christiansen e Thornthwaite que propõem, cada um, uma forma particular para a avaliação da evapotranspiração potencial. Para o cálculo da evapotranspiração potencial para a região da Mina de Germunde adotamos a fórmula de Thornthwaite a qual descrevemos no item seguinte. 3.2) Cômputo da evapotranspiração potencial pelo método de Thornthwaite O método de Thornthwaite baseia-se na correlação entre a temperatura do ar e a evapotranspiração potencial, a partir de grande número de medições das mesmas.

Para o aplicar, procede-se do seguinte modo : a) Define-se o índice de calor mensal, j, de cada um dos doze meses consecutivos do ano, como : ji = (Ti / 5)1,5 ; (i = 1,2, ... ,12). (9) em que Ti representa a temperatura média mensal , em ºC, de cada um dos meses. b) Define-se o índice de calor anual, J, como : 12 J = ∑ ji. (10) i=1

c) A evapotranspiração potencial, Etpo, num local do equador ( latitude 0, 12 horas de luz por dia ), durante um mês com a temperatura média T, é dada em cm por : ETpo = 1,6 [ 10 x T ÷ J ] a. (11) com : a = 0,49 + ( 17900 J - 77,1 J2 + 0.675 J3 ) x 10 -6 (12) d) A evapotranspiração potencial noutro local, de latitude ϕ , Etpϕ, obtém -se por proporção do número de horas de luz do dia a essa latitude, em relação ao Equador. Será : Etpϕ = K Etpo (13) em que K é um coeficiente dado pela Tabela 1.

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Tabela 1. Fatores de Correção para a Evapotranspiração - Potencial Etpo, noutro local, de latitude ϕ, em relação ao Equador.

Jan Fev Mar Abr Mai Jun Jul Ago Set Out Nov Dez 60ºN 0,54 0,67 0,97 1,19 1,33 1,56 1,55 1,33 1,07 0,84 0,58 0,48 50ºN 0,71 0,84 0,98 1,14 1,26 1,36 1,33 1,21 1,06 0,90 0,76 0,68 40ºN 0,80 0,89 0,99 1,10 1,20 1,25 1,23 1,15 1,04 0.93 0,83 0,78 30ºN 0,87 0,93 1,00 1,07 1,14 1,17 1,16 1,11 1,03 0,96 0,89 0,85 10ºN 0,97 0,98 1,00 1,03 1,05 1,06 1,05 1,04 1,02 0,99 0,97 0,96 20ºN 0.92 0,96 1,00 1,05 1,09 1,11 1,10 1,07 1,02 0,99 0,97 0,96 0º 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 10ºS 1,05 1,04 1,02 0,99 0,97 0,96 0,97 0,98 1,00 1,03 1,05 1,06 20ºS 1,10 1,07 1,02 0.98 0.93 0.91 0.92 0.96 1,00 1,05 1.09 1,11 30ºS 1,16 1,11 1,03 0,96 0,89 0,85 0,87 0,93 1,00 1,07 1,14 1,17 40ºS 1,23 1,15 1,04 0,93 0,83 0,78 0,80 0,89 0,99 1,10 1,20 1,25 50ºS 1,33 1,19 1,05 0,89 0,75 0,68 0,70 0,82 0,97 1,13 1,27 1,36 4- Descrição do regime hidrológico da mina de Germunde

4.1 - Considerações gerais

O método de lavra utilizado

(Vide Figura 2), com o abatimento dos tetos e susceptível de se propagar até a superfície de modo a ocasionar subsidências importantes, conduz à formação de quebras que contribuem para um acréscimo de infiltração significativo, especialmente quando atingem formações quartzíticas com aqüíferos próprios, bem como zonas do maciço onde se desenvolveram desmontes antigos, de modo à contribuírem para o afluxo à Mina de caudais elevados. Outro sistema de falhas com atitude transversal relativamente às três formações citadas, também é responsável por caudais de infiltração importantes, uma vez que se conjugam com as citadas quebras superficiais.

A formulação de um modelo hidrogeológico para o maciço da mina não constitui tarefa simples, dadas a sua variabilidade litológica e complexidade estrutural, embora os principais aspectos

da sua constituição possam assim ser caracterizados:

- A jazida encontra-se

confinada do ponto de vista hidrogeológico, tendo a muro a brecha de base e formações do complexo xisto-grauváquico, com reduzida permeabilidade.

- A teto existe a falha de cavalgamento Ordovícico-Carbonífero, com formações argilosas de contacto, aproximadamente contínuas e pouco permeáveis.

- A NW está localizado o maciço de proteção do Rio Douro, com rochas que possivelmente têm permeabilidade induzida, mas com tendências auto-colmatantes.

- A SE, pela subida do Ordovícico no seio do complexo carbonífero.

- À superfície do terreno, em conseqüência das condições topográficas reinantes na bacia hidrográfica e o estado das formações, devido aos fenômenos de subsidência na área de influência dos trabalhos mineiros.

Nestas circunstâncias, os afluxos de água aos pisos inferiores da

330

Mina são atribuídos a contribuições laterais, provenientes dos terrenos Ordovícicos, progressivamente mais fraturados em função do avanço descendente dos trabalhos e a proximidade dos desmontes. A fonte principal das águas subterrâneas será, portanto a resultante das infiltrações das chuvas, através das rochas fraturadas sobrejacentes.

Quanto ao Rio Douro, que constitui o nível de base geral dos aqüíferos superficiais do maciço da

Mina, só nos períodos de estiagem fornece contributos apreciáveis aos caudais captados no interior. Em função dessas considerações e utilizando a Tabela 2, foi feito o cômputo da evapotranspiração potencial pelo método de Thornthwaite para a área da mina de Germunde e foi calculado o balanço hidrológico seqüencial mensal, sendo que os resultados são mostradas na Tabela 3 e graficamente na Figura 3.

Figura 2 – Estrutura básica da mina de Germunde com indicação dos níveis de lavra ou pisos e das suas principais estruturas hidrogeológicas.

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Tabela 2 - Boletim Meteorológico fornecido pelo Serviço de Meteorologia do Porto

Pressão Temperatura do ar atmosférica ⎯T (º C) T (ºC) Mês ⎯P (mb) Temperaturas médias Local nível

mar 9 h 15 h 21 h Mensal MédiaMáx MédiaMin Máx Min

1006,9 1019,1 7,0 12,5 8,6 9,2 13,4 5,0 21,6 -4,1 Jan 1005,8 1018,1 7,5 13,1 9,3 9,6 14,1 5,2 29,0 -3,8 Fev 1003,8 1015,9 10,8 15,4 11,5 12,0 16,5 7,5 27,8 -1,9 Mar 1004,1 1016,1 13,5 17,2 13,2 13,6 18,5 8,8 31,9 0,7 Abr 1004,1 1016,0 16,1 18,8 14,9 15,4 20,1 10,7 34,7 3,4 Mai 1005,6 1017,4 18,9 21,8 17,4 18,3 23,0 13,6 36,7 7,3 Jun 1005,9 1017,0 19,9 23,7 18,7 19,8 24,9 14,8 39,9 8,8 Jul 1005,1 1017,0 19,6 23,9 18,6 19,8 25,0 14,5 39,4 8,8 Ago 1005,8 1017,6 18,0 22,5 17,5 18,7 23,8 13,6 36,8 6,3 Set 1005,7 1017,3 14,9 20,1 15,0 16,4 21,4 11,3 34,4 3,2 Out 1004,9 1017,0 10,4 15,7 11,4 12,4 16,8 7,9 27,7 -1,3 Nov 1007,1 1019,2 7,5 12,8 8,9 9,6 13,7 5,4 21,9 -2,5 Dez 1005,4 1017,4 13,7 18,1 13,8 14,6 19,6 9,9 39,9 -4,1 Ano

Tabela 2 (Continuação) Umidade relativa

do ar ⎯U ( %) Nebulosidade ⎯N (0 - 10 )

Insolação ( I )

Precipitação ( mm )

Evaporação (mm)

9 h 15h 21 h 9 h 15 h 21 h Total Perc (%)

Total Máx diária

Evap. Mês

87 69 82 7 7 5 136 45 160 64 59 Jan 85 66 82 7 6 5 155 52 138 59 64 Fev 80 64 82 7 7 5 188 51 140 54 85 Mar 74 61 78 6 6 4 249 62 93 65 100 Abr 74 64 80 6 6 5 280 62 89 85 100 Mai 74 64 81 6 5 5 297 66 45 69 104 Jun 74 60 80 5 3 3 336 73 18 43 118 Jul 76 60 81 5 4 3 308 72 28 51 116 Ago 80 62 84 6 5 4 237 63 60 84 96 Set 83 64 86 6 6 5 203 59 114 66 83 Out 86 68 86 7 6 5 149 50 152 101 63 Nov 87 70 85 7 7 5 133 46 155 62 59 Dez 80 64 83 6 6 5 2676 58 1191 101 1047 Ano

Fonte: Serra do Pilar Médias de 1941/1970 (δ = 41º 08’N; λ = 8º 36’w; g = 9,8025 m/s2 ; ΔG= 0 h;

Hs= 93 m; Hb= 100m; ht=1,3m ha= 18,5m; hd= 18,7m)

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Tabela 3- Balanço hidrológico seqüencial mensal para a Mina de Germunde.

Ítem Jan Fev Mar Abr Mai Jun Jul Ago Set Out Nov Dez Ano 1-P 160 139 140 93 89 45 18 28 60 114 152 154 1192 2-ETp 22 22 40 45 50 90 100 100 95 55 41 30 689 3-P- ETp 138 117 100 48 39 -45 -82 -72 -35 59 111 124 503 4-L ---- ----- ---- ---- ---- -45 -127 -199 -234 ---- ---- ----- -234 5-Sso 100 100 100 100 100 80 35 15 0 59 100 100 ----- 6-Δ Sso 0 0 0 0 0 -20 -45 -20 -15 +59 +41 0 0 7-ETe 22 40 40 45 50 65 63 48 75 55 41 30 555 8-DH ---- ---- ---- ---- ---- 25 37 52 20 ---- ---- ---- 134 9-SH 138 117 100 48 39 ---- ---- ---- ---- 0 70 124 636 Legenda: P - Precipitação (em mm) Etp - Evapotranspiração Potencial ( calculada pelo Método de Thornthwaite) L- Perda Potencial de água ( L< 0) Sso - Valores mensais de Armazenamento de água no solo (Sso = nu eL/nu) Δ Sso - Variações de armazenamento de água no solo (Para capacidade utilizável do solo de 100 mm ( nu = 100) Ete = Evapotranspiração efetiva DH = Déficit Hídrico SH = Superávit Hídrico Legenda : Seqüência 1 - Precipitação Seqüência 2 - Evapotranspiração potencial Seqüência 3 - Evapotranspiração efetiva

Figura 3 - Representação gráfica do Balanço Hidrológico seqüencial mensal para a

área da mina de Germunde. 4.2- Estimativa do balanço hidrológico para a mina de Germunde

a) Cálculo da precipitação

De acordo com os dados

fornecidos pelo Serviço de Meteorologia do Porto mostrados na Tabela 2 a precipitação média anual na região da Serra do Pilar nas proximidades da Mina de Germunde é de 1200 mm.

A tabela apresenta os valores de SH = Superávit Hídrico e DH = Déficit Hídrico claculados par a região da mina. Baseando-se nessas informações são feitos os cálculos a seguir.

b) Estimativa da entrada de água na região da mina de Germunde

(Bacia hidrológica) Precipitação = 1200 mm =

1200 l \ m2 \ ano (*). Considerando-se que a área

total da bacia hidrológica seja de um milhão de metros quadrados (segundo cálculos efetuados) a quantidade total de água que entrará na bacia hidrológica em média, por minuto, será de:

SH = 636 l/m2/ano (*) x 1.000.000 m2 / 12x30x24x60=1226 l/min.

Ete = 556l/m2/ano x l.000.000 m2 / 12x30x24x60=1072 l/min.

333

c) Estimativa da entrada de água na bacia hidrogeológica 1

(Bhg1) (Carbonífero) SH = 636 l / m2 / ano x

366.792 m2 / 12 x30x24x60 = 450 l / min.

Ete =556 l / m2/ ano (*) x 366.792 m2/ 12 x30x24x60 = 393 l / min.

d) Estimativa da entrada de água na

bacia hidrogeológica dois (Bhg2) (Xisto fraturado) SH = 636 l / m2 / ano x

407.547 m2 / 12x30x24x60 = 500 l / min. Ete =556 l /m2 / ano x

407.547 m2/ 12x30x24x60 = 437 l / min.

e) Estimativa da entrada de água pelo xisto intacto

SH = 636 l /m2 / ano x

225.667 m2 / 12x30x24x60 = 276 l / min. Ete= 556 l /m2/ ano x 225.667

m2 / 12x30x24x60 = 242 l / min.

f) Cálculo das permeabilidades para a mina de Germunde

(Considerando-se uma secção transversal tal qual a Figura 2 e dados de caudal fornecidos pelo Departamento Técnico da Mina de Germunde)

V1z (1º Piso) = 200 m / 60 dias =...=

3,3 m/dia V2z (2º Piso) = (250 - 200) m / (75 -

60) dias...= 3,3 m/dia V3z (3º Piso) = (300 - 250) m / (90 -

75) dias...= 3,3 m/dia Vup (último piso) = (550 - 300) m /

(180 - 90) dias...= 2,7 m /dia

Pela Lei de Darcy V = K x i Onde: V = velocidade de escoamento K = coeficiente de condutividade

hidráulica

i = gradiente Hidráulico Considerando-se a velocidade de

escoamento vertical e o gradiente hidráulico igual à unidade:

V= K. 1 → V = K, então: K1z = K2z = K3z = 3,3 m/dia e Kup

(último piso = 2,7 m/dia)

g) Cálculo da permeabilidade para uma secção longitudinal

no Carbonífero fraturado Considerando-se que o

coeficiente de condutividade hidráulica seja 3,3 m/dia e um valor de 0,07 para o gradiente hidráulico da secção longitudinal conforme dados fornecidos pela mina temos que:

V = K.i Vz = 3,3 m/dia x 0,07 = 0,23 m/dia

Para camadas sobrepostas de diferentes materiais a condutividade hidráulica vertical equivalente (Keqy) é condicionada sobretudo pela camada mais impermeável, ao passo que a horizontal o é pela camada mais permeável.

Assim sendo, mesmo que o xisto fraturado apresente uma alta permeabilidade vertical, ou seja, cerca de 10,00 m/dia, a presença de uma camada bem mais impermeável como a do carbonífero fraturado afetará substancialmente o valor da permeabilidade equivalente vertical que deverá situar-se entre o valor mínimo (0,1 m/dia) e o valor máximo (10,0 m/dia) tendendo a aproximar-se mais do valor mínimo.

Desse modo a permeabilidade equivalente vertical (ky) estará muito condicionada à permeabilidade camada do Carbonífero fraturado enquanto que as permeabilidades equivalentes horizontal (kx) e longitudinal (Kz) poderão estar

334

mais condicionadas à permeabilidade da camada do xisto fraturado.

h) Estimativa da permeabilidade dos

diversos materiais constituintes do maciço rochoso para a região da mina de Germunde

Procuramos (com dados

concretos) uma estimativa mais realística dos valores dos coeficientes de permeabilidade. Para o cálculo dos coeficientes de permeabilidade dos pisos da mina conforme o itens f) e g) (K1 (lº piso), K2 (2º piso)....... Kup (último piso), foram feitas estimativas baseando-se nas curvas de pluviosidade e de caudais afluentes fornecidas pelo Departamento Técnico da Mina de Germunde.

Os valores dos coeficientes de permeabilidade obtidos por referências bibliográficas (DUNN, 1980; VUTUKURI, 1986; GAMA, 1994) foram os seguintes:

Valor mínimo Valor máximo Xisto………. 0,1 m / dia 0,3 m /dia Carbonífero.. 0,001 m / dia 0,1 m / dia Carbonífero fraturado …………......0,1m/dia 10,0 m / dia Xisto fraturado ..................... 1,0m/dia 1000,0 m / dia

Baseando-se nos valores de

permeabilidade acima calculados (item f), nos valores de permeabilidade supracitados e nos resultados dos ensaios de permeabilidade obtidos através relatórios dos estudos de infiltração de águas do Rio Douro, realizados em 1985 pela Empresa de Sondagens e Fundações Teixeira Duarte, foram feitas algumas estimativas da permeabilidade dos

materiais constituintes da região da Mina de Germunde, procurando-se alcançar o meio contínuo equivalente (meio contínuo poroso isotrópico) correspondente ao estado real. Tais valores são apenas indicativos dos valores reais de permeabilidade, tendo em vista que dado à insuficiência de dados e à complexidade da questão, muito mais não se pode fazer. Os valores médios dos coeficientes de permeabilidade estimados para os diferentes materiais constituintes da região da Mina de Germunde são os seguintes:

Xisto .............................................0,10 m/dia

Carbonífero .............................................0,07 m/dia

Carbonífero fraturado...............................3,00 m/dia

Xisto fraturado.............................10,00 m/dia

4.3 Balanço hidrológico e

análise dos resultados Considerando-se os cálculos

realizados no item 4.2 chega-se a um valor de precipitação média anual de 1780 l/min afluente apenas e respectivamente no Carbonífero e no Xisto Fraturado que entendemos, seriam as litologias condicionadoras do regime de circulação das águas no interior da mina.

Desse total 843 l/min vão para o Carbonífero e 937 l/min vão para o Xisto fracturado.

Dos 843 l/min que vão para o Carbonífero 393 l/min são submetidos à evapotranspiração e 450 l/min seguem adiante. Desses 450 l/min 107 l/min deixam o Carbonífero por escoamento superficial e 343 l/min infiltram-se através da mina, passando pelos níveis

335

135, 85 e 35, até atingir o 1º Piso (Vide Figura 2). No 1º Piso da mina são bombeados 145 l/min e os restantes 198 l/min infiltram-se através do 2º piso. Dos 198 l/min, 130 l/min infiltram-se e 68 l/min são bombeados. Dos 130 l/min que chegam ao 3º Piso, 38 l/min são bombeados no 3º e os restantes 92 l/min infiltram-se sucessivamente nos pisos abaixo. No 4º Piso tem-se a entrada de 220 l/min proveniente das furações feitas no teto do 4º Piso. O total de água proveniente do 4º Piso que será bombeada corresponderá portanto à soma dos 220 l/min devidos às infiltrações provenientes do xisto fraturado e mais 49 l/min devidos às infiltrações no carbonífero, o que representará um total de 269 l/min.(h). No 5ª Piso (i) serão bombeados 43 l/min provenientes das infiltrações do carbonífero não havendo praticamente infiltrações devidas ao ordovícico. No 6º Piso são bombeados em média cerca de 44 l/min sendo que esta água é proveniente das infiltrações

do ordovícico fraturado. O mesmo que acontece no 6º piso ocorre no 7º e 8º pisos, com os valores bombeados respectivamente de 280 l/min e 74 l/min.

O total de água devida ao escoamento subterrâneo no interior da mina foi avaliado em aproximadamente 1000 l/min considerando-se, como nos demais casos, a média anual. A água das infiltrações no xisto fraturado é proveniente de três fontes principais (CURI, 1995):

1ª) Água devida às infiltrações na própria bacia hidrogeológica do xisto fraturado.

2ª)Idem 1ª), entretanto com a água devida ao escoamento superficial no Carbonífero. 3ª) Água devida aos escoamentos superficiais, de sub-superfície e subterrâneos no xisto intacto e que de alguma forma alcançam o xisto fraturado.

Referências Bibliográficas Arrais, M.C; Gaspar, A.F; Barriga, J.P; Bravo, P. Gama, C.D. “Impacts caused by mining subsidence in the Germunde coal mine ”. Relatório interno. Empresa Carbonífera Douro. Castelo de Paiva. Portugal. 1994. Curi, A. Tese de Doutoramento. Análise e Mitigação do Impacto Ambiental Causado pela Subsidência devido a Minas Subterrânea. Instituto Superior Técnico.Universidade Técnica de Lisboa. Lisboa.1995. Lencastre.A, Franco.F.M. Lições de Hidrologia.Universidade Nova de Lisboa. Faculdade de Ciências e Tecnologia da U.N.L. Lisboa. Março,1984. Relatórios Internos com resultados dos ensaios de permeabilidade obtidos através de estudos de infiltração de águas do Rio Douro, realizados em 1985 pela Empresa de Sondagens e Fundações Teixeira Duarte

336

Relatórios Internos da Companhia Carbonífera do Douro contendo elementos e dados para os estudos de Hidrologia. Castelo de Paiva. Portugal.1993. Dunn. I. S, Anderson. L. R, Kiefer. F. W. “Fundamentals of Geotechnical Analisys”.pp.45. 89, 1980. Gama, C. D - sexto Relatório de Progresso. " Trabalhos superficiais e subterrâneos para minimizar os efeitos das subsidências no Couto Mineiro do Pejão“. ADIST. IST. Lisboa,1994a. Gama, C. D. Quinto Relatório de Progresso. “Trabalhos Superficiais e Subterrâneos para Minimizar os Efeitos das Subsidências no Couto Mineiro do Pejão”. ADIST. I.S.T.Lisboa. Jan, 1994b. Vutukuri, V.S.; Lama, R.D. “Environmental Engineering in Mines”. pp.344. Cambridge University. U.K. 1986.

337

Legenda : I – infiltração ; E – Escoamento; E- Evapotranspiração; B-bombeamento

Figura 4 - Regime hidrológico da mina subterrânea de Germunde baseando-se em dados fornecidos pela mina (médias anuais de bombeamento das águas nos pisos),

cálculos efetuados e considerando-se as Figuras 1 e 2. Valores médios anuais em l/min (litros por minuto).

precipitação média anual 1780 l/min

937 l/min(b) Xisto fraturado

843 l/min Carbonífero

393 l/min (Et )

393 l/min

74 l/min 8º Piso

107 l/min (E)

343 l/min) infiltram-se através

280l/min 7º Piso

44l/min 6º Piso

43 l/min 5º Piso

198 l/min (I) 1º Piso

130 l/min (I)

450 l/min (I)

269l/min 4º Piso

92 l/min (I) 3º Piso

145 l/min

74 l/min 280 l/min 44 l/min

43 l/min (B)

269 l/min (B)

38 l/min

68 l/min

entrada de 220 l/min

338

339

O REBAIXAMENTO DO NÍVEL D’ÁGUA NA MINERAÇÃO A CÉU ABERTO NO BRASIL E SUAS IMPLICAÇÕES SÓCIO-AMBIENTAIS

EL DESCENSO DEL AGUA EN LA MINERÍA A CIELO ABIERTO EN BRASIL Y SUS

IMPLICACIONES SOCIALES Y AMBIENTALES

JOSÉ FERNANDO MIRANDA Professor do DEMIN/EM/UFOP - email: j.miranda@demin.ufop.br

HERNANI MOTA DE LIMA Professor do DEMIN/EM/UFOP - email: hernani.lima@ufop.br

SAMUEL OLIVEIRA LAMOUNIER Discente de graduação do DEMIN/EM/UFOP - email: smlamounier@yahoo.com.br

RESUMO À medida que a lavra de mina a céu aberto avança, o aprofundamento da escavação pode interceptar o nível do lençol freático. Neste caso, a água armazenada no aquífero invadirá a escavação impossibilitando a continuidade das atividades mineiras. Para viabilizar a continuidade das operações mineiras necessárias ao aproveitamento da porção do corpo mineral que continua nas cotas inferiores a do nível freático, a operação de rebaixamento do nível d’água torna-se fundamental. A operação de rebaixamento do nível freático é feita pela instalação de uma bateria de poços, que operando em conjunto, possibilita o rebaixamento necessário do nível d’água, de forma a não comprometer as operações de lavra. Dependendo da área de influência do empreendimento mineiro, transtornos sócio-ambientais devido à interferência no regime hídrico regional, podem ocorrer caso não sejam observadas as normas técnicas de instalação e operação e os regulamentos ambientais pertinentes. Constata-se assim, a importância da técnica de rebaixamento do nível freático na mineração a céu aberto, para a plena continuidade da explotação mineral, desde que observadas às implicações ambientais decorrentes desta operação nas áreas de influência direta e indireta do empreendimento minerário, visando à prevenção de danos ambientais. Neste contexto, o presente trabalho discorre sobre a instalação e operação de poços de rebaixamento de águas profundas no Brasil, bem como as implicações técnicas, ambientais e legais deste dispositivo para viabilizar a explotação mineira.

340

Palavras-chaves: rebaixamento do nível freático, explotação mineral, operações mineiras, legislação ambiental. RESUMEN Con los avances de la minería a cielo abierto, las excavaciones pueden interceptar el nivel del agua subterránea. En este caso, el agua almacenada en los acuíferos invadirá la excavación imposibilitando la continuidad de las actividades mineras. Para permitir la continuación de las operaciones mineras de forma a permitir la continuidad de la minería de la parte del yacimiento en las profundidades de que continúa por debajo del nivel freático, la operación de bajar el nivel del agua se convierte en crucial. La operación de reducción de la capa freática se hace mediante la instalación de una batería de pozos que trabajando juntos, permite la reducción del nivel de agua necesario, a fin de no comprometer las operaciones mineras. Dependo de la área de influencia de la empresa minera, los trastornos sociales y ambientales debido a la interferencia en el régimen hidrológico regional pueden ocurrir si no están sujetos a las normas técnicas para la instalación y operación y las regulaciones ambientales relevantes. Hay, pues, la importancia de la técnica de reducción de la capa freática en la minería a cielo abierto, continuo para la plena explotación del mineral, donde se encuentran las implicaciones ambientales resultantes de esta operación en las áreas de influencia directa e indirecta de la empresa minera, destinado a prevención del daño ambiental. En este contexto, este documento aborda la instalación y operación de pozos de reducción de aguas profundas en Brasil, así como las implicaciones técnicas, ambientales y legales de este dispositivo para permitir la explotación de yacimientos minerales. Palabras clave: bajar el nivel freático, explotación minera, la legislación ambiental. 1. INTRODUÇÃO A água é o bem mineral mais importante existente em nosso planeta. Ela, além de possibilitar a existência de várias formas de vida, também é um insumo

indispensável à maioria dos empreendimentos industriais e agrícolas. Com a indústria mineral não é diferente, o seu uso é essencial nas operações de beneficiamento de minério. Entretanto, a água algumas vezes pode ser um fator

341

complicador ou mesmo inviabilizador das operações mineiras necessárias ao aproveitamento industrial de uma jazida. Isso ocorre quando o corpo mineral a ser lavrado ultrapassa, em profundidade, o nível freático e a água armazenada no aqüífero começa a fluir e se acumular no fundo da cava da mina. Outros problemas causados pela água na cava incluem o atolamento de equipamentos de escavação e transporte e o aumento do custo de transporte, maior custo de desmonte dada a necessidade de uso de explosivos especiais, maiores custos de manutenção de estradas da mina e locais de escavação, redução da vida útil dos pneus de caminhões fora de estrada, perda de produção, riscos de acidente com cabos energizados, ambiente insalubre de trabalho devido a alta umidade, instabilidade de taludes com riscos de acidentes pessoais ou materiais, impedimento de acessos em razão de possíveis inundações e maior custo de capital em equipamentos especiais (ANA, 2006). Para que o empreendimento mineiro não seja inviabilizado por altos custos operacionais ou mesmo por inundação das frentes de lavra, há a necessidade de se implantar um sistema capaz de explotar uma vazão de água maior que a capacidade de recarga do aquífero, para que, dessa forma, o nível d’água assuma cotas inferiores a do nível freático possibilitando a continuidade das operações de lavra. Isto pode ser feito através da instalação e operação simultânea de uma bateria de poços tabulares profundos, que utilizam bombas capazes de transferir a água armazenada no aquífero para outros locais. Entretanto, apesar de permitir o

aproveitamento da porção do corpo mineral situado abaixo do nível freático, este sistema tem custos de instalação e operação altos, o que resulta num aumento direto do custo de produção do minério, fato que deve ser levado em conta no plano de aproveitamento econômico da jazida. Além dos aspectos técnicos e econômicos considerados para a implantação e operação deste dispositivo, os aspectos sócio-ambientais e legais não podem, de forma alguma, serem negligenciados. Dentro da área de influência do rebaixamento do nível freático, problemas como subsidência do terreno, redução parcial ou total da vazão de nascentes, inviabilização de outros empreendimentos industriais, agrícolas, ou até mesmo do abastecimento de cidades e comunidades dependentes do aquífero a ser rebaixado, podem ocorrer se as normas técnicas e ambientais pertinentes não forem respeitadas. Por isso é importante a realização de estudos hidrogeológicos e geotécnicos confiáveis, estudos sobre possíveis impactos desta operação em outras atividades dependentes deste aquífero, a instalação de piezômetros para monitoração do nível d’água e monitoração de nascentes afetadas, para que o empreendimento não seja responsabilizado nem penalizado por problemas sócio-ambientais resultantes de um projeto mal elaborado. Com o intuito de mitigar os transtornos sócio-ambientais causados por esta operação indispensável ao aproveitamento econômico mineral em várias minas a céu aberto, apresentam-se discutem-se aspectos técnicos, sócio-ambientais, legais e estudo de caso, em que uma mina realizou o rebaixamento

342

sem agredir de forma irreversível e impactante o meio ambiente e comunidades vizinhas ao empreendimento. 2. REBAIXAMENTO DO NÍVEL D’ÁGUA O rebaixamento de aquífero pode ser praticado através de uma bateria de poços tubulares que, operando simultaneamente, retiram do aquífero, na área a ser lavrada, um volume d’água superior a sua capacidade de recarga. Um poço tubular operando sozinho provoca sobre o aquífero um rebaixamento (s) que varia ao longo do raio de influência (R) do cone de rebaixamento que este provoca. O rebaixamento é tanto maior quanto mais

próximo ao poço bombeado e tanto menor quanto mais afastado deste. Em um ponto qualquer fora do raio de influência o aquífero não sofre mais interferência em seu nível freático em consequência do bombeamento do poço. Logo, para se rebaixar o nível freático de uma área grande observa-se a necessidade de mais poços de bombeamento. Segundo Feitosa e Manoel Filho (1997), considerando-se dois poços próximos sendo bombeados simultaneamente, cada um deles sofrerá um acréscimo de rebaixamento (interferência) devido a expansão do cone de depressão do outro poço, conforme ilustrado na figura 2. Numa bateria de poços, cada poço sofrerá a influência de todos os outros.

Figura 1: Poço Bombeado num aquífero livre. Fonte: Feitosa e Manoel Filho, 1997.

343

Figura 2: Interferência múltipla entre poços. Fonte: Feitosa e Manoel Filho, 1997.

O rebaixamento (s) num ponto qualquer, será o somatório dos rebaixamentos provocados por cada um dos poços de bombeamento, como mostrado a seguir:

onde: Qi = vazão de bombeamento do poço i; ri = distância do ponto de rebaixamento si ao centro do poço i; ti = tempo de bombeamento do poço i; Z = função do poço para o respectivo aqüífero.

Ainda, segundo Feitosa e Manoel Filho (1997), com base neste princípio e considerando uma bateria de poços em operação, a metodologia para a determinação do rebaixamento total e das interferências existentes em cada poço é a seguinte: • Construir uma matriz de distância dos poços da bateria, tal como ilustrado abaixo:

344

P1 P2 P3 P4 . . . PnP1 r11 r12 r13 r14 . . . r1nP2 r21 r22 r23 r24 . . . r2nP3 r31 r32 r33 r34 . . . r3nP4 r41 r42 r43 r44 . . . r4n. . .

.

.

.

.

.

.

.

.

.

.

.

.

.

.

.

.

.

. Pn rn1 rn2 rn3 rn4 . . . rnnFigura 2. Matriz de distância dos poços da

bateria. Fonte: adaptado de Feitosa e Manuel Filho, 1997.

• Utilizando as fórmulas específicas para cálculo de rebaixamento, em função do tipo de aquífero em questão, construir uma matriz de rebaixamentos, como mostrado a seguir:

Figura 3: Matriz de rebaixamentos.

Adaptado de Feitosa e Manoel Filho, 1997.

• O rebaixamento total em cada poço (st

Pi), será o somatório do rebaixamento no próprio poço bombeado (sii) com as interferências existentes, representadas pelos rebaixamentos causados por todos os outros poços da bateria (sni - sii).

Ressalta-se que as equações utilizadas para o cálculo de rebaixamento diferem entre si em função do aquífero (se livre ou confinado; granular, cárstico ou fissural).

3. ASPECTOS LEGAIS NO BRASIL A operação de rebaixamento de aquífero é regulamentada. Os procedimentos legais para a permissão da instalação e operação destes não devem ser ignorados, visto que a partir Lei 9433, de 1997, a água é um bem de domínio público. A Lei Federal nº 9433, de 1997, instituiu a Política Nacional de Recursos hídricos, baseada nos seguintes fundamentos:

I. a água é um bem de domínio público; II. a água é um recurso natural limitado,

dotado de valor econômico; III. em situação de escassez, o uso

prioritário dos recursos hídricos é o consumo humano e a dessedentação de animais;

IV. a gestão de recursos hídricos deve sempre proporcionar o uso múltiplo das águas;

V. a bacia hidrográfica é a unidade territorial para a implementação da Política Nacional de Recursos Hídricos e atuação do Sistema Nacional de Gerenciamento de Recursos Hídricos;

VI. a gestão dos recursos hídricos deve ser descentralizada e contar com a participação do Poder Público, dos usuários e da comunidade. E com os seguintes objetivos:

I. assegurar à atual e às futuras gerações a necessária disponibilidade de água, em padrões de qualidade adequados aos respectivos usos;

II. a utilização racional e integrada dos recursos hídricos, incluindo o transporte aquaviário, com vistas ao desenvolvimento sustentável;

III. a prevenção e a defesa contra eventos hidrológicos críticos de origem natural ou decorrentes do uso inadequado dos recursos naturais.

345

E criou cinco instrumentos utilizados para alcançar os objetivos propostos por ela. Destes cinco, abordaremos dois: a outorga dos direitos de uso de recursos hídricos e a cobrança pelo uso de recursos hídricos. De acordo com ANA (2007) a determinação das águas como sendo de domínio público gerou a necessidade da utilização de uma forma de autorização do Estado para uso desses recursos hídricos por terceiros. Essa forma de autorização é apresentada na Lei Federal nº 9.433 por meio do instrumento de outorga de direito de uso de recursos hídricos. Ao Conselho Nacional de Recursos Hídricos (CNRH) cabe estabelecer os critérios gerais para a outorga de direito de uso de recursos hídricos bem como a cobrança por seu uso. O inciso I do art. 2 da Resolução CNRH nº 29, de Dezembro de 2002, estabelece, para a atividade minerária, a captação d’água com a finalidade de rebaixamento de nível d’água, como uso de recurso hídrico sujeito a outorga. A Constituição Federal de 1988 estabelece dois domínios para os corpos de água: o da União e os dos estados (ANA, 2007). Águas subterrâneas, de acordo com o inciso I do art. 26 da Constituição Federal de 1988, são de domínio dos estados. Então cabem as autoridades outorgantes dos Estados e do Distrito Federal emitir as outorgas de direito de uso de recursos hídricos para a operação de um dispositivo de rebaixamento de nível d’água. O instrumento de Cobrança Do Uso de Recursos Hídricos, de acordo com o art. 19 da Lei Federal 9.433, de 1997,

objetiva: reconhecer a água como bem econômico e dar ao usuário uma indicação de seu real valor, incentivar a racionalização da água e obter recursos financeiros para o financiamento dos programas e intervenções contemplados nos planos de recursos hídricos. Ainda, de acordo com o artigo 20 desta Lei, serão cobrados os usos de recursos hídricos sujeitos a outorga, nos termos do art. 12 da mesma. Para a fixação do valor a ser cobrado, serão observados: nas derivações, captações e extrações de água, o volume retirado e seu regime de variação; nos lançamentos de esgotos e demais resíduos líquidos ou gasosos, o volume lançado e seu regime de variação e as características físico-químicas, biológicas e de toxidade do afluente, art. 21 da Lei Federal 9.433. A responsabilidade da cobrança pelo uso de recursos hídricos é da União quando o recurso hídrico sujeito a outorga é de domínio da União, cabendo a Agência Nacional de Águas implementar a cobrança e de responsabilidade dos Estados quando o recuso hídrico sujeito a outorga é de domínio do Estado, cabendo aos Órgãos Gestores Estaduais implementarem a cobrança. Por serem de domínio dos Estados, às águas subterrâneas, de acordo com o inciso I do art. 26 da Constituição Federal de 1988, a cobrança pelo uso de recursos hídricos na operação de rebaixamento de nível d’água, é de competência dos Estados e do Distrito Federal. Deste modo, é importante que os Estados sejam competentes e eficientes no uso

346

destes instrumentos, para que os recursos hídricos sejam aproveitados de forma sustentável impedindo que outras atividades econômicas já existentes e o abastecimento urbano não sejam prejudicados por um projeto de rebaixamento de nível d’água planejado fora dos parâmetros admissíveis àquele aquífero. 4. Aspectos Sócio-Ambientais A mineração é uma atividade indispensável. É um setor industrial responsável pelo fornecimento de insumo para diversos seguimentos industriais e essenciais para a sociedade moderna. Esta atividade indispensável à sociedade, por vezes é considerada uma atividade problemática e causadora de grandes impactos ambientais e conflitos sociais. Imagem difundida e originada de um tempo onde a legislação arcaica e a falta de preocupação com questões sócio-ambientais geraram impactos sérios. Em termos gerais, os maiores problemas ambientais não se devem à mineração moderna, que dispõe de meios técnicos e recursos para controlar e minimizar os impactos gerados por suas atividades, de acordo com as legislações ambientais e atendendo às expectativas e reivindicações das populações locais (CETEM/MCT, 2007). Ainda segundo, CETEM/MCT (2007), o interesse de harmonizar a exploração dos recursos naturais com a preservação da natureza tem crescido de modo expressivo nos últimos anos entre as empresas do setor mineral. Esta nova forma de pensar e agir não são mais apenas fruto de pressões exercidas pelas

autoridades: é uma ação própria, que reflete a inserção deste setor empresarial na expectativa da sociedade. Nesse contexto, o rebaixamento do nível d’água como parte das operações necessárias a explotação mineral, deve considerar os impactos ambientais e sociais que podem ser gerados durante sua operação. O rebaixamento de nível freático pode causar subsidência do terreno, redução parcial ou total da vazão de nascentes, inviabilização de outros empreendimentos industriais, agrícolas, ou até mesmo do abastecimento de cidades e comunidades dependentes do aquífero a ser rebaixado. Dentre problemas causados pela subsidência da superfície podemos citar: trincas, deformações e até destruição de edificações, alteração no fluxo natural de água, tanto superficial como subterrânea. A diminuição da vazão de nascentes, córregos e rios, podem comprometer o abastecimento humano e outras atividades econômicas dependentes destas águas superficiais.

Figura 4. Representação esquemática da

diminuição da vazão de água em um canal. No planejamento desta operação, devem ser considerados todos estes riscos. Estudos hidrogeológicos e geotécnicos devem ser realizados. Devem ser observados, pelos órgãos outorgantes, os usos de recursos hídricos de outros

347

empreendimentos e comunidades já existentes dentro da área de influência do rebaixamento, para que transtornos sociais e ambientais como os supracitados não ocorram. É importante considerar que existem muitas formas de se viabilizar um rebaixamento de nível freático em harmonia com a comunidade vizinha e o meio ambiente. Segundo ANA (2006), os aqüíferos, no ambiente da mineração, são semelhantes àqueles que, em muitas ocasiões, são objeto de bombeamento para atender as demandas de água para abastecimento urbano, agrícola e industrial. Ainda, de acordo com ANA (2006), quando isso acontece, é necessário empregar a técnica de drenagem preventiva em avanço (DPA) que, de uma forma simplificada, consiste em se extrair água do aquífero em setores afastados a certa distância da lavra, de maneira que essas águas não sejam afetadas pelas operações da mina. Dessa forma, consegue-se rebaixar o nível piezométrico, podendo-se obter ao mesmo tempo, uma água ótima para atender às demandas das operações da mina e a abastecimentos quaisquer. O que se torna um importante ativo que pode ser integrado à gestão de recursos hídricos, (ANA, 2006). 5. Estudo de Caso: Mina de Ferro de Capão Xavier Essa mina, com reservas exploráveis de 140 milhões de toneladas de ferro de alto teor, está localizada no Quadrilátero Ferrífero, no estado de Minas Gerais, a montante das captações para abastecimento urbano, e junto a uma mata tropical protegida. Tudo isso obrigou que fosse feito um planejamento

de lavra muito cuidadoso para a preservação dos recursos hídricos e ambientais com o objetivo de minimizar o impacto da drenagem da mina e conseguir melhoras nas condições de gestão do aquífero. Isso foi conseguido após um trabalho muito detalhado, com a compilação e o estudo de todas as informações meteorológicas, hidrológicas, geológicas e hidrogeológicas, que nos permitiram projetar os critérios de proteção hidrológica, mediante um sistema de drenagem preventiva em avanço (dez furos de drenagem e dezenas de piezômetros de controle), tudo isso sujeito a uma minuciosa normativa de controle e acompanhamento para compatibilizar a lavra da mina com o abastecimento da cidade. A atuação foi focalizada em compatibilizar a drenagem com a manutenção da qualidade da água captada para o abastecimento da cidade de Belo Horizonte, incrementando as condições de garantia de fornecimento, otimizando a gestão hídrica, especialmente importante em uma área com pluviometria muito irregular, variando entre menos de 500 mm e mais de 2880 mm/ano, com possibilidade de contribuir, com um ambiente lacustre para a biodiversidade da região. Dessa forma, foi programada toda a atividade da mineração, desde seu início, para se dispor, ao término da vida da mina, de um lago na cava final (60 milhões de metros cúbicos de capacidade), com água de qualidade, que contribuirá para a biodiversidade dessa área e melhorará a paisagem.

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A esse respeito, foram realizados estudos detalhados para evitar eutrofização e a salinidade das águas completados com o desenho de um sistema de gestão ambiental, para garantir os objetivos propostos e, especialmente, os efeitos positivos sobre os recursos hídricos. 6. Considerações Finais O estudo teve como objetivo abordar a operação de rebaixamento de nível d’água aplicado à mineração a céu aberto, apresentando algumas considerações técnicas e legais, do ponto de vista da legislação brasileira, e abordando implicações sócio-econômicas da operação deste. De importância indiscutível à mineração, esta operação pode gerar problemas

sócio-ambientais se não for devidamente planejado e executado. Entretanto, quando realizados os estudos necessários, respeitadas às regulamentações e restrições ambientais, utilizando-se um corpo técnico competente no planejamento desta operação, não só é possível realizar o rebaixamento, como harmonizar a extração mineral com a vizinhança e o meio ambiente. Podendo até, como no estudo de caso apresentado e em vários outros casos existentes, ter uma contribuição social importante, preservando os recursos naturais e ao mesmo tempo melhorando a imagem da empresa perante a sociedade.

7. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS 1. AGENCIA NACIONAL DE ÁGUAS- ANA - A gestão dos recursos hídricos e a

mineração. Brasília: ANA 2006. 334p.:il. 2. ______ - Diagnóstico da outorga de recursos hídricos no Brasil. Brasília: ANA 2007.

166p. : il. (Caderno de Recursos Hídricos, 4) - ISBN: 978-85-89629-28-7. 3. BRASIL - CONSTITUIÇÃO DA REPÚBLICA FEDERATIVIA DO BRASIL/1988,

disponível em www.senado.gov.br/legislacao/const/con1988/CON1988_05.10.1988/CON1988.pdf, acessado em 14/10/2011.

4. BRASIL - LEI FEDERAL Nº 9433/97, disponível em www.planalto.gov.br/ccivil_03/leis/L9433.htm, acessado em 14/10/2011.

5. CENTRO DE TECNOLOGIA MINERAL Tendências Tecnológicas Brasil 2015: Rio de Janeiro: CETEM/MCT, 2007. 380 p.: il.

Feitosa, A. C. e Manoel Filho, J. - Hidrogeologia: Conceitos e Aplicações. Fortaleza: CPRM, LABHID-UFPE, 1997. 412 p: il.

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USO DE AGUAS SUBTERRANEAS EN LOS PROCESOS DE TRATAMIENTO DE MINERALES Y RELLENO DE GALERIAS EN EL PROYECTO

RIO BLANCO

Dr. JAIME JARRIN JURADO

DECANO DE LA FACULTAD DE INGENIERIA EN GEOLOGÍA MINAS Y PETROLEOS

(RESUMEN --- RESUMO)

Luego de un trabajo intenso de exploración en el ecuador ha establecido algunos proyectos mineros estratégicos, por lo que en la actualidad el país está listo para arrancar con una minería extractiva a gran escala, podemos señalar entre los proyectos más importantes a: Quimsacocha desarrollado por la empresa IAMGOLD, Río Blanco desarrollado por la empresa IMC, Mirador desarrollado por la empresa ECSA, Fruta del Norte desarrollado por la empresa KINROSS-AURELIAM.

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PROYECTO MINERO SUBTERRANEO EN EL ECUADOR-RIO BLANCO El proyecto se encuentra ubicado a 3800 m.s.n.m. a una distancia de 65 kilómetros al noreste de la capital azuaya (Cuenca), dentro de la jurisdicción de la parroquia Molleturo y dentro del área de amortiguamiento del Parque Nacional Cajas que forma parte del Sistema Nacional de áreas Protegidas en el Ecuador. El proyecto Minero está diseñado sobre un depósito hidrotermal de alta ley en vetas de oro y plata, se ha determinado reservas de 605.000 onzas de oro y 4,3 millones de onzas de plata contenidas en 2.2. Millones de toneladas (Mt) de 8,8 gr/Ton de y 62 gr/Ton de plata; el proyecto estima un media anual de producción aproximada de 70000 onzas de oro y 4000.000 onzas de plata. La explotación se prevé realizar utilizando un sistema de explotación subterráneo, para lo cual se construirá una galería principal para el acceso, rampas espirales y galerías secundarías para la explotación subterránea, además se prevé la construcción de un planta de beneficio en superficie, luego del beneficio del mineral se pretende construir mineroductos y devolver a la mina los relaves que serán dispuestos en las zonas explotadas, con este sistema se pretende asegurar un manejo adecuado de las aguas subterráneas y de los procesos de esta forma se asegurara que no se descargarán las aguas de los procesos de explotación y beneficio de minerales a los drenajes naturales en la cuenca del área de influencia directa, estas condiciones físicas han provocado inconformidades por parte de ciertas autoridades y comunidades asentadas en la cuenca baja. El agua subterránea de rio blanco ha sido caracterizada y se encuentra en proceso de modelamiento, con la finalidad de optimizar el proceso se prevé el uso del 90% del agua que sale de la mina en la planta de cianuración en un ciclo cerrado, también se destina esta agua para la mescla de relaves con cemento y la respectiva reinyección hacia las galerías explotadas. Para la caracterización de estas aguas se ha procedido con mediciones, muestreos, caracterizaciones en sitio y correlaciones con la geología e hidrología del área, gracias a esto se ha podido determinar a detalle las características, físicas, químicas e hidrogeológicas, con lo que el proyecto Rio Blanco ha podido programar el uso de estas aguas en el proceso.

RÉGIMEN DE AGUA SUBTERRÁNEA 3

3 EIA PROYECTO MINERO RIO BLANCO “IMC 2011”

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Water Management Consultants (2004) ha desarrollado un modelo hidrogeológico para el área de influencia de la mina en Río Blanco con el propósito de definir los requisitos de desagüe de las labores subterráneas. El modelo hidrogeológico de WMC (2004) para Río Blanco muestra que el área de desarrollo de la mina ocupa una posición más elevada que el nivel freático permanente. Por lo tanto, predominarán condiciones no saturadas (esencialmente secas) de la roca en toda la mina, por lo que no se requerirá el desagüe de las labores mineras a gran escala. El agua subterránea presente en el área de Río Blanco, mantiene condiciones variables, cambiando su régimen en las diferentes épocas climáticas de la región, se ha podido determinar la posibilidad de acumulaciones de agua en forma de bolsonadas que fluyen esporádicamente a través de las estructuras geológicas La presencia de grandes volúmenes de agua subterránea nos conduce a la búsqueda de alternativas de desagüe que permitan al operador en este caso INTENATIONAL MINERALS CORPORATION, operar sin riesgos a la integridad física de sus técnicos y trabajadores y a sus instalaciones y equipos, así como precautelando la calidad de agua superficial. Water Management considera que es probable que cualquier requisito de desagüe de la mina inicialmente esté dominado por la extracción del agua mantenida en almacenamiento en la red de fracturas, además de cualquier aporte derivado de la infiltración o la recarga local que se produzca a través del tiempo, el caudal de agua del almacenamiento que ingresa a las labores mineras descenderá y los mayores caudales de desagüe que

posiblemente se encuentren reflejarán la recarga a la mina asociada a la infiltración posterior a eventos o períodos de precipitación extremos. PROPUESTA DE DESAGUE En base a los estudios y modelamiento realizados por IMC con WATER MANAGMENT se determinaron los siguientes valores para el desagüe de mina:

Caudales de desagüe basados en el almacenamiento de agua

Espesor saturado (m)

220

Período de desagüe

2,190

Coeficiente de almacenamiento

Permeabilidad (m/d)

Radio de influencia (m)

Flujo de desague (l/s)

Roca meteorizada

0.05 0.01 465 2.51

Roca fresca 0.0005 0.0005 806 0.37

Roca fresca - Intermedia

0.001 0.001 1041 1.25

FUENTE EIA PROYECTO RIO BLANCO IMC 2011 Desagüe de la recarga de agua subterránea WMC (2004) realizó una estimación de los requisitos máximos de desagüe de la mina basándose en la mayor recarga de agua subterránea teóricamente plausible hacia el área de captación en la cual estará ubicada la mina propuesta utilizando el criterio básico de que el área de captación superficial contribuye a la

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recarga junto con un valor para la precipitación efectiva. La mina estará ubicada en el sector alto sobre los 3580 msnm. Y el drenaje se realizaría hacia la Quebrada Migsihuigsi Según datos tomados de precipitación en el área, se muestran los datos de caudales de recarga de agua subterránea pronosticados en milímetros para meses seleccionados que para este caso son los meses de febrero a abril. El máximo caudal de recarga para un año promedio es 2.2 l/s, en tanto que el máximo caudal para 10 años lluviosos es 3.1 l/s. Estos valores podrían considerarse estimaciones conservadoras del requisito de desagüe de la mina por el hecho de que es poco probable que sea necesario desaguar toda la recarga de agua subterránea desde la mina. Sin embargo, a pesar de que los contornos del agua subterránea actualmente reflejan la topografía de superficie, durante el desagüe, el área de captación de agua subterránea podría extenderse más allá del área de captación de agua superficial, dependiendo de factores tales como la interconectividad de la red de fracturas y la canalización en las fracturas.

Caudales de recarga de agua subterránea para el sector alto de la cuenca de captación

de agua superficial de la Quebrada Migsihuigsi

Período de retorno Recarga

(mm) Flujo de recarga(l/s)

Feb MarAbrFeb Mar Abr

100 años -seco 6.0 4.5 6.1 1.54 1.15 1.57

50 años -seco 6.2 4.6 6.3 1.59 1.59 1.61

Promedio 8.4 5.9 7.8 2.16 1.51 2.01

10 años -húmedo 12.09.6 11.03.09 2.46 2.83

25 años- húmedo 14.011.8 12.83.59 3.02 3.28

50 años- húmedo 15.013.4 14.03.85 3.43 3.59

100 años- húmedo 15.915.0 15.04.07 3.83 3.84

200 años- húmedo 16.616.5 15.94.25 4.24 4.07

500 años-húmedo 17.218.7 16.94.42 4.78 4.33

1,000 años-húmedo 17.620.2 17.64.52 5.19 4.50 Nota: área de cuenca = 62 ha. Flujo pasante de agua subterránea WMC (2004) realizó los cálculos de caudales de desagüe basándose en los caudales teóricos de flujo pasante de agua subterránea en las labores mineras de Río Blanco utilizando la Ecuación de Darcy: Los caudales calculados varían entre 11.5 l/s basándose en los valores de permeabilidad para la roca meteorizada y 0.4 l/s para la roca de caja fresca, con la situación intermedia entregando valores de 1.2 l/s. Basándose en una permeabilidad de la roca de caja de 0.001 m/d, un radio de túnel de 2 m, una longitud máxima del túnel (o agujero largo) en cualquier nivel de la mina de 300 m y un espesor saturado de 220 m, se calcula un caudal de infiltración de 6 l/s. Cabe señalar que esta ecuación está relacionada con una situación en régimen estacionario en la cual el drenaje hacia el túnel no provoca un descenso del nivel freático.

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Resumen de los caudales de desagüe

Método Supuestos Parámetros de entrada

Caudales de desagüe calculados

Almacenamiento de agua subterránea

• Radio de influencia de Dupuit- Forcheimer (ver más adelante) • Volumen de desagüe en cilindro

• Almacenabilidad: 0.0005 – 0.05 • Espesor saturado: 220 m • Período de desagüe: 6 años • Radio de influencia: 465 – 1041 m

0.4 – 2.5 l/s

Recarga • Área de recarga de agua subterránea equivalente al área de captación de agua superficial • Toda la recarga se desagua desde la mina

• Área de captación: 62 ha • Caudales promedio de infiltración de agua subterránea: 5.9-8.4 mm/m

1.5 – 2.2 l/s

Cono de depresión de Dupuit-Forcheimer

Flujo radial

Almacenabilidad: 0.0005 – 0.05 Permeabilidad: 0.0003 – 0.01 m/d Espesor saturado: 220 m Recarga: 8.5 – 12 mm/m Período de desagüe: 6 años.

2.4 – 17 l/s

Flujo pasante de Darcy

Flujo de Darcy Espesor saturado: 220 m Longitud máxima de la mina: 450 m Permeabilidad: 0003 – 0.01 Gradiente hidráulico: 1

0.3 – 11.5 l/s

Infiltración al túnel: régimen estacionario

Mantener el espesor saturado sobre el túnel

Radio del túnel: 2 m Longitud del túnel: 300 m Permeabilidad: 0.0003 – 0.001 m/d Espesor saturado: 100-220 m

1.5 – 6 l/s

DISEÑO DEL SISTEMA DE DESAGÜE DE LA MINA Wardrup (2006) ha diseñado un sistema recolección y manejo de agua de mina basándose en un caudal de desagüe operacional máximo de 15 l/s. Esta cifra es nominalmente inferior a los 17 l/s pronosticados por WMC (2004) como el

caudal de infiltración máximo teórico. Sin embargo, se debe señalar que un componente de cualquier excedente de agua que ingresa a la mina necesariamente será utilizado para reemplazar la demanda de agua dulce para las operaciones de perforación subterránea y otros trabajos relacionados.

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El sistema de desagüe propuesto para la mina en Río Blanco se ha diseñado con el fin de garantizar que el agua que se infiltra a cada nivel de la mina sea colectada en canales laterales instalados en cada nivel. Estos llegarán a sumideros cercanos al punto de acceso a cada nivel. Desde los sumideros, el agua drenará por gravedad a través de una tubería instalada en el pique principal hacia una estación de colección de agua minera principal ubicada en el nivel 3600 (es decir, la menor cota de las labores mineras). La estación de colección comprenderá dos sumideros de decantación para los sedimentos suspendidos y un sumidero de agua limpia. Cada sumidero se diseñará para almacenar 360 m3. Esto es adecuado para facilitar aproximadamente 6 horas de tiempo de residencia en cada sumidero bajo condiciones de infiltración de agua a un caudal de 15 l/s, que corresponde a la ‘capacidad de diseño’. La estación de sumideros estará ubicada en el nivel 3600 a 50 m de su intersección con el pique. La inclusión de dos sumideros de agua ‘turbia’ (sedimentadores) facilitará su uso alternado. Los sedimentos serán llevados a la superficie para tratamiento en la planta de proceso para recuperar el oro residual. Después del procesamiento, los sedimentos se enviarán al depósito de relaves o a la planta de preparación de pasta de relleno. El agua clarificada en los sumideros de ‘agua limpia’ podría ser bombeada, en caso necesario, a través de una tubería de retorno ubicada en el pique principal para

uso en las actividades operacionales subterráneas rutinarias tales como las perforaciones. Si el nivel de agua del sumidero de agua limpia alcanza su capacidad total, el excedente de agua se desbordará a través de uno de los dos sistemas alternativos: 1) Descarga a través de un canal construido a lo largo del piso de un socavón de drenaje desde el nivel 3600 hasta una bocamina ubicada en la ladera de la Quebrada Migsihuigsi. En caso de utilizar esta opción se construirá un sistema de tratamiento pasivo para asegurar que las aguas descargadas cumplan con los parámetros establecidos en la normativa ambiental vigente. 2) El bombeo del agua desde los sumideros a través del pique central hasta la superficie y luego a la planta de beneficio. La selección del sistema mas apropiado para el manejo de agua de mina durante eventos de filtraciones extraordinarias se definirá durante la fase de construcción del la mina en base de las condiciones hidrogeológicas observadas en la misma. SISTEMA DE TRATAMIENTO PASIVO PERSPECTIVA GENERAL En caso de seleccionar la opción de manejo de agua de mina mediante la construcción de un socavón en el nivel 3600, esta descarga esporádica constituirá el único flujo de descarga hacia el medio ambiente asociado a toda la operación minera y de proceso de minerales. La existencia de un excedente de agua en la mina (es decir, agua que llega a la

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estación de sumideros 3600 que no puede ser reutilizada para propósitos operacionales en la mina) será poco frecuente y estará asociada exclusivamente a períodos de precipitación elevada o prolongada. Basado en los resultados de pruebas de lixiviación (método de Protocolo de Lixiviación de Precipitación Sintética de la EPA norteamericana) efectuadas para las muestras de roca de caja del sistema de la veta Alejandra, el agua de contacto al interior de la mina podría alcanzar un pH inferior al régimen de pH natural de la Quebrada Migsihuigsi. Por lo tanto la selección de la opción de descargar el agua de mina necesitará su tratamiento previo a ser devuelta a los cauces naturales. Los resultados de las pruebas también sugieren que el agua minera podría contener niveles levemente elevados de elementos tales como el Fe, Mn y Al. Como medida de contingencia, se propone, en todo caso, la instalación de un sistema de tratamiento pasivo mediante ingeniería. El sistema de tratamiento pasivo para el agua minera de Río Blanco se ha diseñado con el fin de garantizar que toda agua descargada al medio ambiente cumpla con todas las normas nacionales e internacionales pertinentes. El diseño propuesto se ha sometido a análisis de desempeño exhaustivos mediante simulaciones de modelos computarizados y pruebas piloto. El proceso de diseño y las especificaciones finales propuestas para el sistema de tratamiento pasivo se resumen a continuación:

El sistema de tratamiento para el flujo de agua minera de Río Blanco está diseñado para (i) colectar agua minera, (ii) facilitar el tiempo de residencia adecuado para remover los sedimentos suspendidos y (iii) reducir la acidez y los metales. Los criterios de diseño para el sistema fueron los siguientes:

El caudal (o rango de caudales) de descarga previsto para la Mina Río Blanco, y

La composición química pronosticada del agua minera. Se han realizado estimaciones de la calidad del agua minera a partir de pruebas de Protocolo de Lixiviación de Precipitación Sintética (SPLP) realizado por WMC para una serie de muestras de material estéril de Río Blanco durante el período 2004 a 2006 (Informe 3399/R1, 2006, de WMC COMPONENTES DEL SISTEMA Colección de agua y remoción de los sedimentos La colección y clarificación inicial del agua de mina se realiza en las labores mineras en la estación de sumideros ubicada en el nivel 3600 de la mina. La estación de sumideros tiene un dimensión tal de facilitar la retención de agua durante un período de por lo menos 6 horas en cada uno de los estanques de sedimentación de agua ‘sucia’ y ‘limpia’. Celda de tratamiento pasivo La celda de tratamiento comprende un dren de caliza que somete a la descarga a neutralización a través de la disolución progresiva del carbonato de calcio. El proceso puede diseñarse de diferentes maneras para operar bajo condiciones aeróbicas o anaeróbicas. Los potenciales beneficios y riesgos asociados a estas permutaciones se han evaluado en el contexto de Río Blanco a través de la

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modelación simulativa del proceso de tratamiento en ambos escenarios. En condiciones aeróbicas, el aumento del pH derivado de la disolución de la caliza inhibe la solubilidad del Fe y el Al, dando como resultado la remoción de estos metales a través de la precipitación de los hidróxidos. Los metaloides tales como el As se atenúan a través de la adsorción a las fases precipitadas tales como la ferrihidrita (FeOH3). Sin embargo, una excesiva precipitación de metales puede constituir un problema, porque puede provocar la encapsulación y reducción de la reactividad de las superficies de caliza. También pueden disminuir la permeabilidad de la matriz debido al relleno de las cavidades con precipitados químicos. Para impedir los posibles efectos negativos de los precipitados de Fe, convencionalmente se prefieren configuraciones anaeróbicas de drenes de caliza para el tratamiento de aguas con alto contenido de Fe, precipitándose el Fe y otros metales a través de la oxidación posterior a la neutralización. La disolución de la caliza en contacto con aguas con una química correspondiente a cada uno de los conjuntos de datos de SPLP se ha simulado utilizando el modelo termodinámico PHREEQC (Parkhurst y Appelo, 1999). Esto se realizó con el fin de determinar la factibilidad de la operación de un dren de caliza en Río Blanco en condiciones aeróbicas y anaeróbicas y para evaluar la conveniencia de un diseño de construcción estándar de la industria en el entorno de Río Blanco. La cinética de la disolución de la calcita utilizada en PHREEQC se basó en las expresiones de las tasas desarrolladas por Plummer et al.

(1978). En la modelación de la disolución de la caliza utilizando PHREEQC, se formularon los siguientes supuestos:

La grava de caliza (100% calcita) consistiría en partículas con un diámetro de 5 cm, dando un área superficial reactiva de 2,500 cm2 por litro de solución.

La porosidad del dren de caliza sería de 30%.

Debido al tiempo de residencia del agua en la estación de sumideros, se produciría una operación aeróbica de dren de caliza con aguas en equilibrio con la atmósfera (CO2(g) = 10-3.52

atm y O2(g)=10-0.7 atm).

Para simular condiciones anaeróbicas en un dren de caliza anaeróbico, se realizaron ejecuciones del modelo con un potencial redox (Eh) de alrededor de 30 mV.

La cinética de la disolución de la caliza se modeló a 10 oC (aproximada a la temperatura de terreno del agua subterránea en las cercanías del depósito mineral de Río Blanco) y a intervalos de 1 segundo para un período de tiempo total de 300 segundos. Los resultados muestran que, después de un tiempo de reacción de 150 segundos, el pH del agua mineral con un nivel de pH inicial de <4 se elevará a 7.1 ± 0.3 en el dren. Debido al equilibrio con el CO2 atmosférico, el pH no aumentaría significativamente en función de un tiempo de reacción continuo más allá de 150 segundos. PHREEQC indica que la variación de pH simulada llega aproximadamente a pH 7.1 e induce la saturación del Fe con respecto a la ferrihidrita, con la precipitación concomitante de hidróxido

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de Fe(III) amorfo o Fe(OH)3. En las aguas de mina ácidas con una concentración de Fe disuelto relativamente alta (~3 mg/l), la cantidad de ferrihidrita que precipita durante la disolución de la caliza puede llegar a 5 mg/l. Sin embargo, en aguas de mina con una concentración de Fe disuelto relativamente baja (por ejemplo, <0.5 mg/l), la cantidad de ferrihidrita que precipita desde las aguas de minas tratadas después de 150 seg es inferior a 1 mg/l. Debido a la precipitación de los hidróxidos de Fe, las concentraciones de Fe disuelto se reducen al rango de microgramos por litro. Las concentraciones disueltas de metales trazas en las aguas mineras no se ven directamente afectadas (por ejemplo, la precipitación de carbonatos metálicos o hidróxidos) por la disolución de la caliza. Sin embargo, PHREEQC pronostica que están sujetas a una marcada reducción como consecuencia de la co-precipitación con hidróxidos de Fe amorfos y/o la adsorción a la ferrihidrita precipitada. A un pH menos de 8, los sitios de adsorción adecuados en las superficies de la ferrihidrita permanecen cargados positivamente (protonados) para facilitar la adsorción de prácticamente todo el As disuelto presente en el rango de las aguas de entrada. Los resultados de las ejecuciones de PHREEQC realizadas en condiciones anaeróbicas sugieren que un potencial redox (Eh) de 30 mV es suficiente como para mantener el Fe disuelto en forma reducida e impedir la precipitación del hidróxido de Fe(III). El efecto de la disolución de la caliza en el pH es similar al del dren de caliza aeróbico.

ESPECIFICACIONES PARA EL DISEÑO DEL DREN DE CALIZA Las especificaciones de diseño aplicables a las configuraciones tanto aeróbicas como anaeróbicas del dren de caliza para Río Blanco se muestran en la Tabla Con excepción del gradiente hidráulico, las especificaciones (dimensiones) de diseño son similares para ambos tipos de drenes. El gradiente hidráulico indicado para un dren anaeróbico, sin embargo, es considerablemente inferior al requerido para un dren aeróbico. Esto refleja el mayor tiempo de residencia requerido para un dren de caliza anaeróbico con el fin de generar condiciones anaeróbicas (Eh <30 mV). A pesar de las concentraciones de Fe disuelto ocasionalmente elevadas que pueden predominar en el agua de minas de Río Blanco, se recomienda la construcción de un dren de caliza aeróbico. En el rango de concentraciones de Fe pronosticadas, la recubrimiento provocado por los óxidos precipitados podría influir en la duración de la masa de caliza, pero no perjudicará finalmente el desempeño operacional diario En estas circunstancias se considera que, las ventajas ofrecidas en un escenario aeróbico con respecto a la atenuación del Fe, Al, As y otros contaminantes metálicos compensan cualquier desventaja asociada a la reducción de la duración de la matriz. Entre las demás consideraciones aplicadas en la selección de un diseño de dren aeróbico, se incluyen las siguientes: • La probable precipitación de Fe en el sumidero durante episodios en los cuales los niveles de Fe del agua de mina sean particularmente elevados (>3 mg/l),

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• La mayor flexibilidad ofrecida por la configuración aeróbica con respecto al sitio, dado que el gradiente será inherentemente menos crítico para el desempeño. Basándose en un caudal de descarga máximo de 15 l/s para el agua minera, un tiempo de reacción mínimo de 150 segundos y una porosidad de 0.30 para la caliza, se requiere un dren con un volumen mínimo de 7.5 m3. Idealmente, éste debería tener las siguientes dimensiones: 10 m de largo x 1 m de ancho x 0.75 m de profundidad. Inicialmente, el dren se excavará como una zanja abierta, probablemente emplazada en el basamento rocoso. Los requisitos de materiales para el dren aeróbico son un mínimo de 25 m2 de revestimiento de HDPE (como se ilustra en la Fotografía 3.8) y una masa mínima de 14.175 t de grava de caliza con un diámetro de 2 pulgadas. Se garantizará un contenido de calcita de por lo menos 90%. Toda el agua tratada llegará inicialmente a un estanque de retención con una capacidad de 50 m3. Sujeto a la confirmación previa de que el agua del estanque de retención cumple con todos los criterios de calidad de agua pertinentes, será liberada mediante drenaje por gravedad a la Quebrada Migsihuigsi. Si se identifica cualquier riesgo de incumplimiento, el agua será bombeada desde el estanque de retención a través de una tubería de retorno a la estación de sumideros del nivel 3600. VIDA OPERACIONAL DEL DREN La vida útil del dren de caliza aeróbico dependerá en gran medida del grado de precipitación de hidróxidos de Fe desde el agua minera tratada. Se realizará el

mantenimiento regular del dren (lavado mediante presión) para mantener un buen desempeño y prolongar su vida útil. Considerando la precipitación pronosticada de la ferrihibrita desde las aguas mineras sujetas a la modelación mediante PHREEQC, el escenario operacional del peor de los casos podría involucrar la generación de 790 kg de precipitado (5 mg/l en 5 l/s) anualmente. A esta tasa de recubrimiento, la vida reactiva de la caliza sería del orden de 5 años. Sin embargo, se estima que una tasa de precipitación más realista es del orden de 160 kg anualmente (1 mg/l en 5 l/s). En este caso, la vida útil del dren excedería el período de explotación proyectado sin la necesidad de reponer la carga de caliza.

Resumen de las especificaciones de diseño para las opciones de dren de caliza

Parámetro Unidad

Dren de caliza aeróbico

Dren de caliza anaeróbico

Infiltración de diseño l/s 15 15 Tiempo de residencia de diseño seg 150 150

Flujo de Darcy l/s 150 7.5

Permeabilidad cm/s 0.1 0.1

Gradiente (hidráulico) m/m 0.2 0.01

Porosidad - 0.3 0.3

Sección transversal m2 0.75 0.75

Largo m 10 10

Velocidad de Darcy cm/s 0.0667 0.0033 Tiempo de residencia calculado seg 15000 300000

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REQUISITOS DE ABASTECIMIENTO DE AGUA PARA LA MINA Wardrup (2006) calculó el requisito de agua operacional para las labores de la Mina Río Blanco basándose en un desglose detallado de las necesidades para las actividades especificadas en las Tablas. Estas tablas presentan cálculos independientes de los requisitos de agua durante la explotación en cada una de las zonas de mineralización de San Luis y Alejandra.

Requisitos de agua mina (San Luis)

Fuente Cantidad

Consumo de agua (l/s)

Tiempo de operación (horas por día)

Consumo (m3/día)

Perforadoras Stoper

5 0.066 8 9.6

Perforadoras Jackleg

5 0.066 8 9.6

Perforadoras L/H 2 1.50 16 172.8

Otros (10%) 0.66 16 38.4

Total 230.4

Requisitos de agua mina (Alejandra)

El requisito máximo diario normalizado de agua será del orden de 3 l/s, con un rango de 2.66 a 3 l/s dependiendo de las áreas que se estén explotando y las técnicas de explotación específicas aplicadas en forma rutinaria. Siempre que sea posible, esta agua se suministrará total o parcialmente mediante recirculación de la infiltración natural que ingresa a las labores mineras y llega a la estación de sumideros del nivel 3600. Dada la ocurrencia de condiciones secas

previstas en las labores subterráneas durante largos períodos de operación, se ha determinado que la demanda de agua dulce de reemplazo para la mina será en promedio de 2.88 l/s (aproximadamente el punto medio entre el valor inferior y superior de uso diario. Toda agua dulce requerida en las labores mineras se obtendrá a partir del estanque central de almacenamiento de agua fresca para el Proyecto. Una vez que el pique y la bocamina estén conectados a través de la chimenea de aire fresco, el abastecimiento de agua sin tratar será transferido a las labores subterráneas a través de una cañería de 102 mm de diámetro dentro del pique. Se instalarán tomas en cada nivel de la mina. Se requerirán estaciones de reducción de la presión tipo ‘Shaft’ cada 125 m de elevación vertical. Esto permitirá la falla de una estación (posición abierta) sin sobrepresurizar la estación subyacente. CONCLUSIONES El proyecto Río Blanco en la actualidad ha sido declarado como estratégico para el estado ecuatoriano, por lo que cuenta con el apoyo del mismo. IMC como operadora ha realizado todos los estudios necesarios para garantizar un manejo ambiental adecuado, considera un tratamiento de agua subterránea muy tecnificado y diseñado específicamente para esta mina, lo que garantiza a la empresa, al estado y al ambiente el menor riesgo de contaminación posible.

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PROYECTO DE CODIFICACION DE LA NORMATIVA TECNICO-LEGAL DE SEGURIDAD

Y PROTECCION AMBIENTAL EN LA MINERIA SUBTERRANEA Y OTRAS EN LOS PAISES

IBEROAMERICANOS.CASO AGUA EN MINERIA SUBTERRANEA (II)

PROJECTO DE REGULAMENTO DE

CODIFICAÇÃO TÉCNICO-JURÍDICO DE SEGURANÇA E PROTEÇÃO AMBIENTAL NO PAÍS

MINERAÇÃO SUBTERRÂNEA E DE OUTROS PAÍSES LATINO-AMERICANOS. ÁGUA EM

MINERAÇÃO SUBTERRÂNEA (II)

GUILLERMO TINOCO MEJÍA Ingeniero Industrial. MSc. PhD. Investigador Científico y Asesor de FUNDAGEOMINAS-

Universidad de Oriente Profesor Postgrado Maestría Recursos Naturales. Minerales e Hídricos. Universidad de

Oriente. Ciudad Bolívar-Venezuela Email: gtinocom@gmail.com

ANA ROSA FERNÁNDEZ DE TINOCO

Abogada. Especialista Derecho Ambiental y Minero. Investigadora y Asesora de FUNDAGEOMINAS. Universidad de Oriente. Ciudad Bolívar-Venezuela

Email: anitaftin@hotmail.com

(RESUMEN --- RESUMO)

La ponencia tiene como objetivo el análisis de las regulaciones ambientales mineras de América, Portugal y España, para integrar los códigos, sus contenidos y facilitar la interacción de estos reglamentos.

En las Primeras y Segundas Jornadas de la Red Masys-CYTED, presentamos una ponencia dividida en dos etapas, correspondiente a cada Jornada, acerca de los riesgos gaseosos en la minería subterránea, los efectos dañinos a la vida, patrimonio minero, sociedad en general, directos e indirectos, de la inexistencia o no de adecuados controles normativos técnicos para el control, minimización y reducción de estos gases.

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Propusimos y recomendamos a MASyS en Lisboa, Portugal, que la Red se abocara a constituir un Sub- Comité de análisis de la normativa legal de los países que practican la minería subterránea, en la cual están presentes en niveles de saturación ambiental cercanos o superiores a los límites máximos permisibles, estos gases.

Esta revisión analítica, debería conducir a un análisis comparado, subregional y luego global, para proponer a los organismos internacionales, nacionales, multilaterales, de integración económica, multinacionales, académicos, técnicos, públicos, privados, laborales, financieros, los organismos técnicos regionales de Naciones Unidas, entre otros, el establecimiento de límites y normas comunes de aplicación mundial, sujetos a sanciones internacionales por su inobservancia, como por ejemplo las que se aplican en relación al uso de la energía nuclear.

Ello implicaría, convocar a una reunión regional de organismos y asociaciones mineras privadas y públicas, y posterior reunión a nivel de las Naciones Unidas, organismos regionales u operativos, para convocar a una Conferencia Preparatoria Internacional, relacionada con dicho objetivo, en la cual MASyS tuviera una participación estelar, dados sus objetivos y a la altísima calidad profesional de sus investigadores. Esa Conferencia se traduciría en un Proyecto para un Convenio Marco de Prevención de Accidentes en Minería Subterránea y la Sustentabilidad de la misma a nivel Iberoamericano. Asimismo propusimos, por intermedio de las agencias oficiales mineras de los países miembros de MASyS, solicitar que se insista en una campaña sensibilizadora de la urgente necesidad de normar una minería subterránea segura y sustentable.

Sugerimos y recomendamos que esta proposición, una vez aceptada y aprobada por MASyS, fuera citada en la “Declaración de Lisboa”, y realizar esfuerzos para que dicha Declaración, llegara a la gran prensa mundial y nacional, regional, académicas y de publicaciones científicas en los países mineros y de manera preferente en los de los investigadores miembros de la Red MASyS-CYTED.

También sugerimos y propusimos hacer llegar a los Directorios supra e intra regionales de Cámaras y Asociaciones Mineras, esa “Declaración de Lisboa” y encargar a los investigadores en sus respectivos países, de esforzarse por hacer conocer estos esfuerzos, técnicas y normativas para la reducción al mínimo de las muertes o heridos por accidentes mineros y los daños patrimoniales y algo de muchísima importancia y de resaltar: la sustentabilidad de la actividad minera subterránea.

La Red, en su decisión final aceptó esta sugerencia y recomendación y fue así como se integró un Grupo o Comité de Coordinación para preparar las bases de las acciones necesarias para lograr lo propuesto.

Insistimos en esa sugerencia y recomendación en las Cuartas Jornadas MASYS 2011 a realizarse en Oruro, Bolivia, para efectuar una proposición o ponencia, relacionada con esos objetivos.

PALABRAS CLAVE: regulaciones ambientales mineras, límites y normas comunes de aplicación mundial, reducción de muertes o heridos por accidentes mineros, daños patrimoniales.

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1. ANTECEDENTES HISTÓRICOS La alta frecuencia y severidad de la siniestralidad en minería subterránea, especialmente en minería de carbón, ha sido anteriormente analizada y de estos análisis se han derivado una serie de normas internacionales, encabezadas por la Organización Internacional del Trabajo OIT, cuyos convenios, una vez ratificados por los parlamentos nacionales de los países miembros, se convierten en normativa legal obligatoria nacional en cada país. Estos convenios y sus reglamentos asociados, se reflejan en las normas técnicas internas de seguridad minera en la mayoría de los países con actividad minera. Los aspectos ambientales específicos en minería subterránea, han sido relativamente poco desarrollados a nivel internacional o nacional aplicándose por sustitución los convenios marcos, los protocolos y las leyes, sus reglamentos y las normativas técnico-ambientales generales en la mayoría de los países que tienen actividad minera subterránea. En nuestra ponencia en la Jornada MASyS 2010-2 Lisboa, expusimos algunas cifras que arrojan los registros de siniestralidad, indicativas de los terribles efectos de la inseguridad en minería subterránea. Cuando llevamos este análisis, a la minería en general e incluimos en estos, para correlaciones minero ambientales, la mortalidad y morbilidad generada por la inobservancia o la ausencia parcial o total de normativa adecuada, o la inexistencia absoluta de esta, encontramos que el análisis país por país, especialmente los representados en la Red MASyS, normas técnicas, reglamentos, guías metodológicas, que

con una codificación, permitiría la nivelación entre las más completas y las menos completas y también, la proposición de nuevas normas. El objetivo fundamental de esta proposición, no es la existencia de la norma de seguridad minero-ambiental per se, sino la seguridad minero-ambiental de los hombres y mujeres, los patrimonios minerales, la salud ambiental y cuidado en general de la naturaleza. 1.1 ¿Porque es necesaria la codificación de la normativa minera? Veamos los antecedentes que conducen a esa necesidad. 1.2.1 Antecedentes históricos jurídicos de la normativa minera en general (países iberoamericanos miembros de la red) Los sistemas de dominio minero fundiario, Nación/Estado y las estructuras constitucionales y administrativas para lo concesional de cada país, representados en la Red por sus investigadores, reflejan a través del tiempo histórico mediato e inmediato, algunos aspectos unitarios y por tanto, de relativamente posible nivelación. Desde el mismo instante que España encontró y procedió a conquistar a las Indias (América), se aplicaron los contenidos legales de la Minería Española, en todas sus colonias. Posteriormente se fueron estableciendo normas locales, regionales, y en casos hasta especificas de un asentamiento minero determinado, que a su vez fueron unificadas, en primigenios intentos de Codificación, por ejemplo las

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Ordenanzas Mineras del Virrey de Toledo en el Virreinato de Perú (1572), que entonces cubría un ámbito geográfico que hoy constituye los dominios soberanos del norte de Chile y Argentina, Ecuador, Bolivia, sur de Colombia. Y las Ordenanzas de Minería de Nueva España (1783) que se aplicaron en los territorios de ese Virreinato de Nueva España, lo que hoy es el sur de los Estados Unidos de América, México, El Salvador, norte de Guatemala y con influencias en Centroamérica y las islas del Caribe. Posteriormente, estas Ordenanzas Mineras de Nueva España se aplicaron en toda América e inclusive, una vez que las colonias de la Corona Española lograron sus independencias en los años 20 del siglo XIX, se constituyeron en países, fraccionando los espacios geográficos de los Virreinatos o las Capitanías Generales, siguió vigente hasta finalizado el siglo XIX.. El Libertador Simón Bolívar, en el Decreto de Minas del 24 de Octubre de 1829, en Quito, entonces Departamento de la Republica de Colombia (Gran Colombia) que integraban los actuales territorios de Venezuela, Colombia, Ecuador y Panamá y parcialmente Guyana, firmó el ejecútese legal al llamado “Discurso de Minas” (Decreto) que en sus artículos 1° y 38° mantuvieron la tradición histórico-jurídica de la Corona Española en lo que respecta a la normativa minera: Articulo 1°: Conforme a las leyes, las minas de cualquier clase corresponden a la republica, cuyos gobiernos las conceden en propiedad y posesión a los ciudadanos que las pidan bajo las condiciones expresadas en las leyes y

ordenanzas mineras y con las demás que contiene este decreto. Articulo 38°: Mientras se forma una ordenanza propia para las minas y mineros de Colombia, se observará provisionalmente la Ordenanza de Minas de Nueva España del 22 de Marzo de 1803. El Artículo 1° mantenía el principio que desde 1303 aplicaba España, sus reinos entonces, de la propiedad Real de las Minas y en el caso que citamos del “Discurso de Minas”, de la propiedad de las minas por el Estado. El Artículo 38° establece la continuidad normativa minera de las Ordenanzas de Minas de Nueva España. Nota: El Decreto de Minas señala como fecha de la Ordenanza Minera la del 22 de marzo de 1803, lo que constituyó un error sin trascendencia legal. La fecha correcta fue el 22 de mayo de 1783. Este primer intento de CODIFICACION DE LA NORMATIVA MINERA, no se tradujo en la misma, ya que al desintegrarse la Gran Colombia, asimismo Centroamérica, perder México importantes territorios mineros frente a Estados Unidos, a la práctica minera brasilera, que siguió igualmente las normas de Portugal hasta finales del siglo XIX, se tradujo con el transcurrir del tiempo en leyes de minas, reglamentos, normas técnicas, con frecuencia incompatibles, contradictorias e inconexas en el mejor de los casos y ausentes o inexistentes, en otros. No solo España y Portugal dejaron su importantísima huella histórica en lo jurídico y normativo minero. También Inglaterra y Alemania con los aportes de

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sus científicos en lo relacionado con la tecnología minera, manejo de minas, metalurgia, y Francia, con la proyección de algunos importantes principios de la Ley de Minas de Francia, de 1791 y la Ley de Minas de Napoleón de 1810. También influyeron en Colombia (Venezuela, Nueva Granada o Colombia hoy), Quito (Ecuador hoy), Perú el Departamento del Istmo, hoy Panamá) sus científicos en las expediciones del siglo XVII, XVII y XIX y especialmente en las Misiones Francesas de Exploración Científica (Minera Metalúrgica y Geodésica) en los siglos XVII y XVIII. La “Misión Zea” (fue una misión técnica), contratada en 1822 por la naciente Republica de Colombia, de científicos franceses presidida por el joven y brillante ingeniero de minas y químico peruano Mariano Rivero, graduado en Francia y Alemania, permanecieron (algunos de ellos) hasta 10 años trabajando en la exploración y explotación minera, crearon sus normas técnicas y una Escuela de Minas de alto nivel. Después de la Segunda Guerra Mundial, el establecimiento en el planeta de un Nuevo Orden Económico Mundial y la declaración en las Naciones Unidad de la Soberanía de las Naciones sobre sus recursos naturales, en los países de Iberoamérica se inició un activo esfuerzo para modificar sus leyes de minas, sus incentivos de inversión para captar la inversión extranjera, la transferencia de tecnología, modificando y haciendo más amigables y atractivos sus aspectos tributarios, laborales, de seguridad jurídica, patrimonial y personal. Así queda demostrado cuando estudiamos las cronologías de los cambios entre 1960 y 2010.

La Comisión Económica para la América Latina y el Caribe CEPAL, de las Naciones Unidas, efectuó una investigación admirable sobre la normativa minera del continente americano, dirigida por el Dr. Eduardo Chaparro, de la División de Infraestructuras y Desarrollo, que diserta sobre estos profundos cambios normativos. De cómo (en la opinión del ponente) sin proponérselo, los países igualaron en cierta forma jurídica y con sus alcances técnicos y procedimentales, a la minería (los mineros, empresarios, técnicos y trabajadores.) Pero también deja en evidencia algo que en la Red MASyS-CYTED, estamos dando los pasos iniciales para afrontar sus efectos: el retraso evidente, la desarticulación innegable, de la normativa técnico-ambiental y minera en general, subterránea en lo específico. La ausencia o inexistencia de una CODIFICACION integradora, que facilite el mejor control multidireccional y multidisciplinario de la seguridad minera y la protección del ambiente minero en un todo normativo analógico. Las ventajas que esta CODIFICACION propuesta representaría son muchas, pero destacaremos dos, en nuestro criterio, de las más importantes: 1- Una CODIFICACION de la normativa técnico-minera haría más expedito al inversionista minero, al profesional, al técnico, al empleado, al trabajador, al suplidor de servicios externos, el adecuado “auto y mutuo control” para mantener en condiciones de seguridad intrínseca y extrínseca el ambiente minero dentro de los limites mínimos y máximos permisibles según las normas técnicas que siempre traducen requisitos biológicos, fisiológicos,

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geológicos, civiles penales, administrativos, y a la naturaleza misma. 2- Una CODIFICACION de la normativa técnico-minera haría más accesible a los estudiantes, investigadores y científicos, exploradores mineros, la mejor comprensión y por tanto la mejor receptividad de una actividad que está estigmatizada indebidamente. Hay un aspecto a resaltar en lo técnico-jurídico, que conviene a los investigadores de la Red MASyS-CYTED considerar, el cual es que en las normativas mineras de los países en general, se establecen funciones de Régimen Legal General para las sustancias minerales que se clasifiquen con concesibles o no concesibles. Ejemplos, la normativa de Cuba, Ecuador, México, Colombia. Hay también un régimen legal general para las sustancias minerales que pueden ser objeto de derechos mineros o no, en función de la clasificación de su naturaleza físico- química, metálicas o no metálicas, materiales de construcción. Ejemplo de esto son las normativas mineras de Uruguay, Brasil Argentina y Venezuela. También encontramos normativas especiales, contenidas o no en las leyes mineras, para sustancias energéticas, gaseosas o materiales, radioactivas, marinas y submarinas. Ejemplo: la normativa para la exploración y explotación de crudos petroleros, gas natural, aguas minero-medicinales, térmicos, de Venezuela, Brasil, México, Ecuador, Perú y Bolivia. En lo específico de minería subterránea, en nuestra opinión, las normativas que

deberían ser los patrones del análisis para la CODIFICACION propuesta, deberían ser las de Chile, Perú, Brasil y México, en ese orden. 1.2 Definición de la CODIFICACIÓN propuesta. Creemos necesaria la definición previa y exacta de la CODIFICACION propuesta. Recurrimos al Diccionario de la Real Academia de la Lengua Española (DRAE), para definir los sintagmas CODIFICAR, CODIFICACION Y CODIGO y desde esas definiciones gramaticales, para evitar que se apliquen como polisémicas. Codificar (Del latin. codex, - Ĭcis, código, y -ficar). 1. tr. Hacer o formar un cuerpo de leyes metódico y sistemático. 2. tr. Transformar mediante las reglas de un código la formulación de un mensaje. Codificación. 1. f. Acción y efecto de codificar. Código (Del lat. *codĭcus, der. regres. de codicŭlus, codicilo). 1. m. Conjunto de normas legales sistemáticas que regulan unitariamente una materia determinada. 2. m. Recopilación sistemática de diversas leyes. 3. m. Cifra para formular y comprender mensajes secretos. 4. m. Libro que la contiene. 5. m. Combinación de signos que tiene un determinado valor dentro de un sistema establecido. El código de una tarjeta de crédito. 6. m. Sistema de signos y de reglas que permite formular y comprender un mensaje. 7. m. Conjunto de reglas o preceptos sobre cualquier materia.

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8. m. ant. códice (� manuscrito de cierta antigüedad). 9. Código Civil. 10. m. Der. Texto legal que contiene lo estatuido sobre régimen jurídico, aplicable a personas, bienes, sucesiones, obligaciones y contratos. 11. ~ de barras. 12. m. Conjunto de signos formado por una serie de líneas y números asociados a ellas, que se pone sobre los productos de consumo y que se utiliza para la gestión informática de las existencias. 13. Código de Comercio. 14. m. Der. Texto legal que regula las materias concernientes al comercio y los comerciantes. 15. ~ de señales. 16. m Mar. Sistema convencional que consiste en una combinación de banderas, faroles o destellos luminosos, que usan los buques para comunicarse entre sí o con los semáforos. 17. ~ genético. 18. m. Biol. Clave de la información contenida en los genes que expresa la correspondencia universal entre la secuencia de los ácidos nucleicos y la de las proteínas y constituye el fundamento de la transmisión de los caracteres hereditarios. 19. ~ morse. 20. m. morse. 21. Código Penal. 22. m. Der. Texto legal que define los delitos y las faltas, sus correspondientes penas y las responsabilidades de ello derivadas. 23. ~ postal. 24. m. Relación de números formados por cifras que funcionan como clave de zonas, poblaciones y distritos, a efectos de la clasificación y distribución del correo.

m. Cada uno de esos números que figura en las señas de los objetos postales. 25. arrimar al ~. 26. loc. verb. Arg. y Ur. Hacer sentir el peso de la ley. 2.4 Objetivos de la proposición en esta ponencia: Se trata de construir e integrar mediante una actividad técnica y científica del MASyS-CYTED multidisciplinaria, transdisciplinaria, multinivel y unificadora, un cuerpo de leyes, reglamentos, normas, instructivos, normas técnicas relacionadas directa e indirectamente con la seguridad y ambiente en la minería en general y subterránea en lo especifico, e inclusive disposiciones internas de las empresas mineras, en un conjunto sistemático que facilite la aplicación de un método de acceso, de interpretación, de correlación de análisis y la aplicación de la o las normas jurídico-técnico mineras y ambientales de manera correcta.. Se agrega que esta CODIFICACION podrá facilitar las decisiones a tiempo, pre o post, para la gestión (medio) ambiental que se proyecte al entorno de o los lugares de actividad minera y según las Normas Internacionales ISO, las nacionales y especificas. Respetando la soberanía de los Estados, las especificidades de cada uno de ellos, las características muy nacionales de cada país y de cada región, la idiosincrasia de sus poblaciones, sus patrones culturales, sus modelos políticos y si fuera necesario en los análisis, las ideologías que priman en cada país como acción y efecto gubernamental, esta CODIFICACION servirá para la consulta y análisis comparativos en la acción

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legislativa, con las nuevas leyes o reformas de las vigentes, la acción ejecutiva en sus disposiciones reglamentarias y de seguimiento y control de fiscalización, la judicial en cuanto a la administración de Justicia. Será un valioso aporte para la actividad académica a nivel de todos los países Iberoamericanos, facilitaría ofrecer a los cursantes en los pre-grados y postgrados relacionados con las Ciencias de la Tierra, (Ingenierías, Administrativas, Financieras, Tributarias, Judiciales, otras) un mejor y mayor conocimiento con base teórica y de experiencias previas y resultantes de normativas técnico-científicas minero ambiental. 1.3 Procedimiento propuesto para la CODIFICACION de la normativa minero-ambiental en MASyS-CYTED. MASyS–CYTED, integraría una Comisión de CODIFICACION, a su vez integrada por tres Subcomisiones, con un Coordinador General y un Coordinador para cada Subcomisión. Los ámbitos técnico-científicos de las tres Subcomisiones serian: 1.- Subcomisión para estudiar, analizar y presentar una proposición en MASyS 2011-4 en Oruro, Bolivia, para la CODIFICACION de las Leyes de Minas relacionadas directa o indirectamente con la seguridad minera y de ambiente de los países que integran MASyS-CYTED. 2.- Subcomisión para estudiar, analizar y presentar una proposición en MASyS 2011-4 Oruro, Bolivia, para la CODIFICACION de los reglamentos instructivos de las leyes de Minas relacionadas directa o indirectamente con

la seguridad minera y de ambiente de los países que integran a MASyS-CYTED. 3.-Subcomisión para estudiar analizar y presentar una proposición en MASyS 2011-4 Oruro, Bolivia, para la CODIFICACION de las Normas Técnicas de las leyes de Minas relacionadas directa o indirectamente con la seguridad minera y de ambiente de los países que integran a MASyS-CYTED. MASyS-CYTED concederá a cada Subcomisión, hasta 1 hora para presentar en MASYS 2011-4, Oruro, Bolivia, un informe de sus estudios y análisis. El Coordinador general de la Comisión de CODIFICACION, tendría el tiempo hasta la realización de la 5° Jornada MASyS 2012, para preparar una primera aproximación a la CODIFICACION GENERAL, que tendría inicialmente previa a la Jornada y se efectuaría una reunión exclusiva de las tres subcomisiones con el Coordinador General de la COMISION DE CODIFICACION y las personas que señale el Director del MASyS-CYTED, conjuntamente y en la cual cada Subcomisión informará a los integrantes de las otras dos subcomisiones, los resultados de sus análisis y en otro día de la Jornada, se haría la presentación de estos resultados, resumidos en máximo 20 minutos, a los investigadores en el Pleno de las Jornadas, con una tanda de preguntas y respuestas sobre el tema especifico de la CODIFICACION.. 2. PROPOSICIÓNDE CODIFICACION Los análisis comparativos, analógicos, diferenciados, se constituirían en la base para que en el futuro (después del año 2013) se pudiera continuar de manera

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más profunda y específica con otro programa MASyS-CYTED, conducente a la presentación, ante los organismos nacionales, regionales e internacionales, de manera preferente a la Organización Internacional del Trabajo OIT, Organización Internacional del Empleador OIE y a los organismos especializados de la Organización de las Naciones Unidas, organizaciones privadas como el Organismo Latinoamericano de Minería que agrupa a las Cámaras Mineras del continente americano, OLAMI, las cámaras mineras de España y Portugal, las Facultades o Escuelas de Ciencias de la Tierra en sus versiones de ingenierías y otras disciplinas. Habría que también integrar en la oportunidad de la finalización de la Jornada 5° o 6° de MASyS-CYTED en 2013, un grupo de trabajo para redactar una GUIA del MASyS–CYTED didáctico, de edición conjunta, en la que figurarían como coautores todos y cada uno de los investigadores integrantes de MASyS-CYTED. También habría que lograr un patrocinio no vinculante para su impresión, edición y distribución, a título gratuito, para hacer llegar este conocimiento a la mayor cantidad de entes y personas. Aun en el supuesto caso-negado- que no fuera posible lo propuesto, deberíamos aprovechar la alta calificación profesional de los investigadores y la disposición técnica y la voluntad de integración que ha mostrado desde la Primera Jornada MASyS –CYTED, para avanzar. Si así fuera, deberíamos hacerlo entre nosotros los investigadores, lo que nos convertiría en semilleros para la siembra y cosecha futura de una

SEGURIDAD MINERO AMBIENTAL CADA VEZ MAYOR Y MEJOR. 3. AGUA Y NORMATIVA PARA LA MINERIA SUBTERRANEA Consideraciones básicas: El agua subterránea contiene una amplia variedad de constituyentes químicos inorgánicos disueltos en varias concentraciones, como resultado de las interacciones químicas y bioquímicas entre el agua subterránea y los materiales geológicos a través de los cuales fluye, y en un menor grado debido a las contribuciones de la atmósfera y cuerpos de agua superficial. El agua subterránea contiene una amplia variedad de constituyentes químicos inorgánicos disueltos en varias concentraciones, como resultado de las interacciones químicas y bioquímicas entre el agua subterránea y los materiales geológicos a través de los cuales fluye, y en un menor grado debido a las contribuciones de la atmósfera y cuerpos de agua superficial” Los principales constituyentes inorgánicos presentes en el agua subterránea son: ácido carbónico, Bicarbonatos, Calcio, Cloruros, Magnesio, Silicio, Sodio y Sulfatos; Èstos ocurren fundamentalmente en forma iónica denominados iones principales (Na+, Mg2+, Ca2+, Cl-, HCO3 -, SO4) La concentración total de estos seis iones principales constituyen normalmente más del 90% de la concentración de sólidos disueltos totales, SDT, en el agua subterránea con variaciones en muchos órdenes de magnitud. Los constituyentes menores son: Hierro, los Nitratos, el Potasio, etc., y los constituyentes trazas: Molibdeno, Niobio, Níquel, Oro, Plata,

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Platino, Plomo, Rubidio, Selenio, Uranio, Zinc, etc. Tanto los elementos menores como los elementos trazas, están controlados por la disponibilidad de estos constituyentes en el suelo y las rocas que se encuentran el agua en su camino. Cada vez es más común que las concentraciones de los constituyentes inorgánicos disueltos en el agua subterránea, generados por los procesos geológicos y geoquímicos, están influenciados por las actividades del hombre. Los gases disueltos más abundantes en el agua subterránea son N2, O2, CO2, CH4, H2S y N2O; los tres primeros componen la mayor parte de la atmósfera terrestre y por lo tanto es común que se encuentren en aguas superficiales, mientras que los restantes existen frecuentemente en el agua subterránea en concentraciones significativas, debido a que son productos de los procesos bioquímicos que le suceden en zonas subsuperficiales no aireadas hasta que se consuman todos los minerales. La solubilidad de un mineral se define como la masa que se disolverá en un volumen unitario de solución bajo condiciones específicas y presenta un amplio intervalo de valores. Dependiendo de los minerales que el agua subterránea encuentre durante la historia de su flujo, puede resultar ligeramente con mayor cantidad de sólidos disueltos que el agua lluvia o varias veces más salada que el agua de mar. El movimiento descendente de la contaminación desde la superficie hasta los sistemas de aguas subterráneas, está acompañado por diversos mecanismos complejos de naturaleza física, química y

biológica que deben involucrarse en la modelación del fenómeno contaminante. En su movimiento, varios elementos pueden alterar su concentración o sufrir una transformación química, dependiendo de las características de los agentes contaminantes y de las propiedades del medio poroso, requiriéndose un amplio conocimiento de las características geológicas del lugar para la interpretación de los valores de concentraciones anómalas. 4. LOS PASIVOS AMBIENTALES EN LAS LEGISLACIONES MINERAS EN AMÉRICA LATINA Una revisión conceptual: AMÉRICA LATINA Y EL CARIBE EN LA MINERÍA MUNDIAL SIGLO XXI - 2000 -2010 % producción mundial de refinado Aluminio 8,8 Oro 15,6 Plata 39,8 Cobre 25,7 Estaño 20,2 Níquel 10,1 Plomo 8,6 Zinc 8,6 Bauxita 26,5

Fuente: CEPAL, sobre la base de World Metal Statistics 2008

• Qué buscan las reformas mineras? • Competitividad • Adecuar la legislación a la economía • Aprovechar las ventajas competitivas • Abreviar trámites • Más conocimiento geológico • Mejor gestión pública • Racionalizar el aparato estatal • Formar capital humano técnico • Absorber nueva tecnología

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• Formar capital para superar problemas financieros. • Adecuarse a los cambios que experimentó la composición del financiamiento externo • Alentar la inversión privada (n&e) • Racionalizar y superar la informalidad minera • Adecuar el desarrollo minero a las nuevas demandas ambientales. • Desarrollar los derechos constitucionales para el acceso al recurso nacional y extranjero los principios básicos comunes • Dominio inalienable e imprescriptible del recurso minero Las minas forman una propiedad distinta de la del terreno o superficie en que se encuentran. La minería es de utilidad pública, por tanto, los derechos necesarios para su libre ejercicio y el otorgar las servidumbres requeridas, son sujeto de expropiación toda persona con capacidad legal, nacional o extranjera, es sujeto de derecho minero. Los títulos de derechos se pueden transferir. El estado puede ser explotador o conceder ese derecho a un tercero. La minería debe ser compatible con el interés nacional. Los principios básicos comunes: • la variable ambiental juega un papel protagónico, sin embargo no hay alusión clara al tema específico. • la variable ambiental está presente en todas las legislaciones.

Las autoridades mineras y las ambientales: 1. Existen marcadas diferencias, mientras que para países como Colombia, así existan direcciones y unidades ambientales, al interior de las autoridades mineras, éstas no tienen autoridad ambiental. 2. En países como Perú y Ecuador, la autoridad minera posee autoridad ambiental circunscrita a los temas de su competencia con el propósito de abreviar trámites y darle un manejo especializado 5. OBLIGACIONES Y DERECHOS DE LOS CONCESIONARIOS OBLIGACIONES: • Casi todos fijan plazos para iniciar trabajos o presentar planes de trabajo, piden informes de avances y final de exploración. • Bolivia y Chile admiten cambios en el plan inicial de trabajo. • Colombia y Perú piden garantías, este último multa, pero no caduca cuando existe incumplimiento mínimo. • Venezuela pide fianzas ambientales. • Colombia, Ecuador y Honduras fijan obligaciones especiales, este último pide cuantías mínimas por hectárea y por mineral. DERECHOS • El derecho al uso de servidumbres. • En Chile el derecho al uso de las aguas es susceptible de compra, regido por el código civil. • En Perú, Chile y Argentina, existe el perito como auxiliar administrativo. • En Chile tiene responsabilidad penal.

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• Existe el acceso al catastro y registro minero y a enajenar el título minero de manera onerosa. • Los trámites ambientales y de minorías demoran, en todos los casos, el procedimiento minero. CADUCIDAD DE LA CONCESIÓN La inobservancia de las disposiciones ambientales, en casi todas partes, pueden llevar al cierre y/0 a la caducidad de las operaciones mineras. LA INVERSIÓN EXTRANJERA En ninguna parte se le dice al inversionista que debe ocuparse él, como persona natural o jurídica, de un caso específico de pasivo. Sin embargo, se conocen casos en los cuales se ha negociado el acceso al yacimiento con compromisos de manejos ambientales, como es el caso de “la Rosario Dominicana” en República Dominicana, o en “la Oroya” en el caso de doe run en el Perú RESERVAS EN FAVOR DEL ESTADO Así como no hay barreras de acceso al título para la inversión privada, con ocasión de pasivos, en ninguna legislación minera actual se le impone al estado la obligatoriedad de asumir el manejo de los pasivos existentes REGISTRO Y CATASTRO Aunque existen notables avances en materia de registro y catastro minero, sólo recientemente se ha manifestado interés de los gobiernos y de las autoridades mineras y ambientales, en realizar censos catastrales de los pasivos mineros.

No hay una metodología unificada pero se ha comenzado el levantamiento en países como Chile, Perú y Colombia. AMBIENTE 1. Los países: Perú a la cabeza, han dado pasos legislativos serios en esta materia. 2. La mayoría de las leyes mineras obligan desde la presentación de estudios de impacto ambiental, hasta disposiciones para no contaminar. 3. En ocasiones los grandes inversionistas pueden ser más rigurosos que algunas legislaciones En el futuro inmediato más exigencias, barreras y consideraciones ambientales que harán más y más selectivo el quehacer minero. 1. Muchos países tienen leyes ambientales que priman sobre las leyes mineras (bien general). 2. Argentina incluye normas sobre cierre de minas, el PNDM de Colombia habla, por primera vez, de legislar y regular el cierre de minas. Bolivia no requiere EIA en la exploración, en las demás etapas se pide cuando no estén previstas por reglamento las acciones necesarias para prevenir o mitigar los daños. Se exige no contaminar, como una obligación general, dentro de las normas específicas ambientales. Asimismo, es la única ley que exonera al concesionario de los daños previos a la concesión o previos a la vigencia de la ley ambiental, situación que se determina con una auditoria. Los países no renuncian a su jurisdicción, no aceptan arbitrajes o procesos en donde se origina la inversión. Sin embargo, los tratados de libre comercio cambiarán esta situación.

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¿Que se debe preservar en los países de América para el siglo XXI? LA PREDOMINANCIA DEL GRUPO SOBRE LOS INDIVIDUOS Y DE LOS DERECHOS COLECTIVOS SOBRE LOS DERECHOS INDIVIDUALES: Es muy riesgoso y aventurado, poco útil, tratar de fragmentar el grupo o negociar con individuos aislados en los eventos de consultas o de acceder a tierras ocupadas por estos grupos de personas. EL PRINCIPIO DEL BIEN GENERAL QUE PRIMA SOBRE EL PARTICULAR: Ha alcanzado una vigencia, en términos de su ejercicio, mediante mecanismo como los amparos legales o las tutelas EL CARÁCTER RELIGIOSO DE LA LEY, como lo dan los U’was en Colombia. ESTRUCTURAS JERÁRQUICAS DE GOBIERNO: Basadas en edad (Viet Nam) género (Guajiros en Colombia y Venezuela), casta (India), y profesión que da a cada individuo su lugar en la comunidad. LA EXISTENCIA DE MÉTODOS DEFINIDOS PARA HACER, APLICAR O MEMORIZAR LAS REGLAS DE CONDUCTA: La propiedad comunitaria en la Sierra Peruana, método definido para aplicar una regla de conducta que está empezando a ser tenida en cuenta por los constructores de proyectos de cualquier naturaleza ¿Cuales son los valores contrapuestos? INDIVIDUALISMO, expresado en los derechos del individuo y en la emancipación del grupo, la familia y la colectividad.

LA PRIMACÍA DE UN ESTADO SECULAR, como un concepto basado en valores occidentales, europeos y en la ética cristiana, lo que marca una separación entre creencias religiosas y vida civil. IGUALDAD, esfuerzo por suministrar igualdad de derechos a todos los ciudadanos, sin consideración de raza, edad, género etc. percibiendo la igualdad como un valor básico, pese a que aún no se garantiza la igualdad de los derechos civiles 6. ANTECEDENTES CONCEPTUALES DEL MINERO El mundo se ha desarrollado sobre la base de la industria minera y seguirá haciéndolo en el futuro. Junto con las consideraciones comerciales, la demanda de minerales y metales, es una respuesta a obligaciones éticas y políticas. La industria minera formal y organizada ha respondido de manera positiva a las nuevas demandas sociales. La vieja creencia de una demanda permanente de productos mineros, cambió para dar paso a una oferta minera basada en la responsabilidad social y ambiental de la minería. 6.1 Antecedentes El sector público latinoamericano carece de desarrollos significativos en: • Gerencia pública minera. • Capacidad de negociación en mega-proyectos mineros. • Implicaciones tributarias de las reformas normativas. • Equilibrio entre lo establecido en las normas y marcos legales y la praxis de la participación ciudadana.

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• Conocimiento del público de lo que es la industria minera. • Conocimiento del concepto de sostenibilidad del desarrollo, de los nuevos derechos ciudadanos y el alcance de los mismos. Ese desconocimiento, por paradójico que parezca, se acentúa aun más en las autoridades locales, cualquiera que sea su expresión de gobierno: gobernadores, regidores, alcaldes, jefes administrativos, parlamentarios, etc. 6.2 Antecedentes con la sociedad 1. La industria, al reconocer la oposición social, ha contribuido a legitimar las nuevas expresiones de organización social. 2. La minería ha contribuido al desarrollo de conceptos como el de la obtención de licencias sociales intangibles para operar, que en general hoy, aceptan las diferentes industrias. 3. El concepto de ciclo de vida de los metales aumenta la confianza de la multiplicidad de actores ciudadanos, en la posibilidad de contar con un ambiente más sano. 4. Este concepto abre la posibilidad para encontrar soluciones factibles a los pasivos ambientales históricos y a nuevas formas de participación social en temas de desarrollo, basadas en la ciencia y la tecnología. Fomentar y respetar una cultura participativa que rompa el centralismo de muchos países. Incluir el tema social y ambiental en las evaluaciones económicas.

Ante la ausencia de políticas públicas, se deberá promover, por parte de autoridades y empresas, una inserción determinante de los proyectos de inversión en los procesos de mejoramiento de las políticas públicas. Construir relaciones de confianza, que rompan el natural recelo de los actores. El imperativo moral y ético que significa el no aprovechamiento de la asimetría de poder entre las empresas y las debilidades del poder gubernamental. Promover los mecanismos de resolución de conflictos, su aplicación. Asegurar siempre la representatividad de los delegados en las mesas de discusión. Las comunidades se preocupan y esperan que: "la responsabilidad ambiental (social), minera por definición, establece que las compañías mineras deben pagar todos los costos que implica la restauración del terreno o del paisaje, el cierre y el abatimiento de los niveles polucionantes (medio físico y social) post cierre de la mina y la supervisión: • Servidumbres. • Propiedad del suelo versus la del subsuelo. • Tratamiento, pago y compensación de daños durante el ciclo minero. • Mecanismos de negociación y transacción entre la minería y otras actividades. Tutelas y otras modalidades de amparo • Conciliación, arbitraje y resolución de conflictos. • Peritajes. • Uso del suelo y del subsuelo minero.

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• Los derechos ancestrales de los pueblos indígenas y las minorías étnicas. • Las fusiones de las grandes mineras • Normas ambientales versus Ordenamiento Territorial 7. CONCLUSION PARCIAL Las ciencias que confluyen en la minería subterránea son indispensables para proporcionar las condiciones en equilibrio dinámico, un desarrollo activo sustentable. Y es la normativa, aquella que establece lo permisible, los límites de lo permitido y lo prohibido, para poder calificar así, a la actividad como sustentable o no. Se hace necesario HOMOLOGAR esta normativa, para impulsar su mejoramiento y su aplicabilidad.

El análisis comparado de nuestros países, permitirá avanzar, corrigiendo fallas, perfeccionando los procedimientos, asesorando a los entes que regulan y normalizan la minería subterránea. Será un valiosísimo aporte al desarrollo de una minería subterránea sustentable, los aportes que haga MASyS, al final de su programa. Entre ellos, la HOMOLOGACION normativa. Ciudad Bolívar, Venezuela, Octubre de 2011

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i PROYECTO "THUSCA UMA: TRATAMIENTO DE AGUAS DE MINA CON PIEDRA CALIZA Y COMPOST" THUSKA UMA TRATAMIENTOS DE AGUAS MINA CON PIEDRA CALIZA Y COMPOST