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UNIVERSIDAD CENTRAL DEL ECUADOR
FACULTAD DE INGENIERÍA EN GEOLOGÍA,
MINAS, PETRÓLEOS Y AMBIENTAL
CARRERA DE INGENIERÍA AMBIENTAL
TRATAMIENTO DE DRENAJE ÁCIDO DE MINA CON EL USO
DE ZEOLITA NATURAL A ESCALA EXPERIMENTAL
Trabajo de titulación, modalidad proyecto de investigación para la obtención del título
de Ingeniero Ambiental grado académico de tercer nivel
Moreno Balseca Alex Rodrigo
TUTOR: DR. Carlos Gilberto Ordoñez Campain, MSc
Quito, marzo 2017
ii
A Dios, mi familia y amigos.
iii
AGRADECIMIENTOS
Quiero agradecer a mis profesores de la Facultad de Ingeniería en Geología, Minas,
Petróleos y Ambiental, con especial mención a la Ing. Susana Arciniegas, responsable
de la gestión para la realización del proyecto de investigación.
Agradezco a mi tutor, Dr. Carlos Ordoñez, por el tiempo brindado y ayuda prestada
durante la elaboración del proyecto, de la misma manera al tribunal conformado para la
defensa del proyecto.
Agradezco al Instituto Nacional de Investigación Geológico Minero Metalúrgico
(INIGEMM) por su apoyo e interés para la ejecución del proyecto, al Ing. Byron
Granda, Director Ejecutivo; al Ing. Carlos Águila, Coordinador General Técnico; al Ing.
Edgar Gordillo, Director de Minería y al Ing. Salomón Brito, Director de Geología. Mi
agradecimiento especial a la Ing. Paola Hermosa e Ing. Luis Collahuazo, además del
personal del Laboratorio Geocientífico.
iv
AUTORIZACIÓN DE AUTORÍA INTELECTUAL
Yo, Alex Rodrigo MORENO BALSECA en calidad de autor del trabajo de
investigación: “Tratamiento de drenaje ácido de mina con el uso de zeolita natural a
escala experimental”, por la presente autorizo a la UNIVERSIDAD CENTRAL DEL
ECUADOR hacer uso de todos los contenidos que me pertenecen o de parte de los que
contienen esta obra, con fines estrictamente académicos o de investigación.
Los derechos que como autor me corresponden, con excepción de la presente
autorización, seguirán vigentes a mi favor, de conformidad con lo establecido en los
artículos 5, 6, 8, 19 y demás pertinentes de la Ley de Propiedad Intelectual y su
reglamento.
Quito, a 29 de marzo de 2017
Alex Rodrigo Moreno Balseca
CI: 1725487837
Telf.: 099 254 7949
E-mail: [email protected]
v
UNIVERSIDAD CENTRAL DEL ECUADOR
FACULTAD DE INGENIERÍA EN GEOLOGÍA, MINAS, PETRÓLEOS
Y AMBIENTAL
CARRERA DE INGENIERÍA AMBIENTAL
APROBACIÓN DEL TRABAJO DE TITULACIÓN POR PARTE DEL
TUTOR
Yo, Carlos Gilberto Ordoñez Campain en calidad de Tutor del Trabajo de Titulación,
modalidad proyecto de investigación: “TRATAMIENTO DE DRENAJE ÁCIDO DE
MINA CON EL USO DE ZEOLITA NATURAL A ESCALA EXPERIMENTAL”,
elaborado por el señor ALEX RODRIGO MORENO BALSECA, estudiante de la
carrera de Ingeniería Ambiental, Facultad de Ingeniería en Geología, Minas, Petróleos y
Ambiental de la universidad Central del Ecuador, considero que el mismo reúne los
requisitos y méritos necesarios en el campo epistemológico y ha superado en control
anti-plagio, para ser sometido a la evaluación del jurado examinador que se designe, por
lo que lo APRUEBO, a fin que el trabajo del Proyecto de Investigación sea habilitado
para continuar con el proceso de titulación determinado por la Universidad Central del
Ecuador.
En la ciudad de Quito a los 24 días del mes de febrero del año 2017
Firma
________________________
Carlos Gilberto Ordoñez Campain
Doctor en Química, Máster en Gestión Ambiental
CC: 1704721347
TUTOR
vi
UNIVERSIDAD CENTRAL DEL ECUADOR
FACULTAD DE INGENIERÍA EN GEOLOGÍA, MINAS, PETRÓLEOS
Y AMBIENTAL
CARRERA DE INGENIERÍA AMBIENTAL
APROBACIÓN DEL TRABAJO DE TITULACIÓN POR PARTE DEL
TRIBUNAL
El Delegado del Decano y los Miembros del tribunal calificador del trabajo de
titulación, modalidad proyecto de investigación: “TRATAMIENTO DE DRENAJE
ÁCIDO DE MINA CON EL USO DE ZEOLITA NATURAL A ESCALA
EXPERIMENTAL”, preparado por el señor MORENO BALSECA Alex Rodrigo,
Egresado de la Carrera de Ingeniería Ambiental, declaran que el presente proyecto ha
sido revisado, verificado y evaluado detenida y legalmente, por lo que lo califican como
original y auténtico del autor.
En la ciudad de Quito DM a los 29 días del mes de Marzo del 2017.
_________________
Ing. Susana ARCINIEGAS O., MC
DELEGADO DEL DECANO
_________________ _________________
Ing. Teresa PALACIOS C., MSc Prof. Yonathan PARRA, PhD
MIEMBRO MIEMBRO
vii
ÍNDICE DE CONTENIDOS
pág.
ÍNDICE DE ANEXOS .................................................................................................... ix
ÍNDICE DE FIGURAS .................................................................................................... x
ÍNDICE DE TABLAS .................................................................................................... xii
RESUMEN .................................................................................................................... xiii
ABSTRACT .................................................................................................................. xiv
INTRODUCCIÓN ............................................................................................................ 1
1. MARCO TEÓRICO .................................................................................................. 3
1.1 Drenaje ácido de mina ........................................................................................... 3
1.1.1 Clasificación .................................................................................................... 4
1.1.2 Impactos ambientales ...................................................................................... 5
1.2 Tratamientos de drenaje ácido de mina ................................................................. 7
1.2.1 Tratamientos pasivos ....................................................................................... 7
1.3 Zeolita natural y usos para tratar el drenaje ácido de mina.................................. 10
2. METODOLOGÍA EXPERIMENTAL ....................................................................... 14
2.1 Muestreo del drenaje ácido de mina .................................................................... 14
2.1.1 Definición de puntos de muestreo ................................................................. 14
2.1.2 Protocolo de muestreo ................................................................................... 16
2.2 Análisis de parámetros fisicoquímicos del drenaje ácido de mina ...................... 17
2.3 Análisis de concentración de metales del drenaje ácido de mina ........................ 17
2.4 Diseño e instalación del sistema de tratamiento pasivo ....................................... 17
viii
2.5 Muestreo de agua y análisis de parámetros fisicoquímicos del sistema de
tratamiento pasivo ....................................................................................................... 18
2.6 Análisis de concentración de metales del sistema de tratamiento pasivo ............ 19
3. RESULTADOS Y DISCUSIÓN ................................................................................ 21
3.1 Muestreo del drenaje ácido de mina .................................................................... 21
3.2 Análisis de parámetros fisicoquímicos del drenaje ácido de mina ...................... 21
3.2.1 Potencial de hidrógeno (pH) ............................................................................. 21
3.2.2 Conductividad Eléctrica (CE) ........................................................................... 22
3.3 Análisis de metales y aniones del drenaje ácido de mina .................................... 23
3.4 Diseño e instalación del sistema de tratamiento pasivo ....................................... 24
3.5 Análisis de parámetros fisicoquímicos del sistema de tratamiento pasivo .......... 28
3.5.1 Potencial de hidrógeno (pH) ......................................................................... 30
3.5.2 Conductividad Eléctrica (CE) ....................................................................... 31
3.6 Análisis de metales y aniones del sistema de tratamiento pasivo ........................ 32
3.6.1 Aluminio (Al) ................................................................................................ 33
3.6.2 Hierro (Fe) ..................................................................................................... 34
3.6.3 Cobre (Cu) ..................................................................................................... 36
3.6.4 Plomo (Pb)..................................................................................................... 37
3.6.5 Cinc (Zn) ....................................................................................................... 38
3.6.6 Manganeso (Mn) ........................................................................................... 39
3.6.7 Cadmio (Cd) .................................................................................................. 40
3.6.8 Sulfatos (SO42-) ............................................................................................. 41
4. CONCLUSIONES ...................................................................................................... 43
5. RECOMENDACIONES ............................................................................................ 44
BIBLIOGRAFÍA ............................................................................................................ 45
ANEXOS ........................................................................................................................ 50
ix
ÍNDICE DE ANEXOS
pág.
Anexo A. Fichas de campo. ………………………………………..…………………..51
Anexo B. Fechas correspondientes del muestreo del sistema de tratamiento pasivo. ....52
Anexo C. Fechas correspondientes al análisis de metales y aniones del sistema de
tratamiento pasivo. ……………………………………………………..………………53
Anexo D. Reportes de resultados de laboratorio. ………………………………....…...54
Anexo E. Registro fotográfico. …………………………………………………....…...60
x
ÍNDICE DE FIGURAS
pág.
Figura 1. Solubilidad de hidróxidos metálicos en función del pH. ...................................9
Figura 2. Estructura típica de las zeolitas. .......................................................................10
Figura 3. Mapa de ubicación de puntos de muestreo Quebrada “El Panteón”. ...............15
Figura 4. pH de las muestras de AMD inicial en recipientes. .........................................22
Figura 5. Conductividad eléctrica de las muestras de AMD inicial en recipientes. ........23
Figura 6. Diseño del sistema de tratamiento pasivo ........................................................24
Figura 7. pH de las mediciones in situ del sistema de tratamiento pasivo. .....................31
Figura 8. Conductividad eléctrica de las mediciones in situ del sistema de tratamiento
pasivo. ..............................................................................................................................32
Figura 9. Concentración de aluminio del sistema de tratamiento pasivo. .......................34
Figura 10. Concentración de hierro del sistema de tratamiento pasivo. ..........................35
Figura 11. Concentración de cobre del sistema de tratamiento pasivo. ..........................36
Figura 12. Concentración de plomo del sistema de tratamiento pasivo. .........................37
Figura 13. Concentración de cinc del sistema de tratamiento pasivo. .............................39
Figura 14. Concentración de manganeso del sistema de tratamiento pasivo. .................40
xi
Figura 15. Concentración de cadmio del sistema de tratamiento pasivo. .......................41
Figura 16. Concentración de sulfatos del sistema de tratamiento pasivo. .......................42
xii
ÍNDICE DE TABLAS
pág.
Tabla 1. Clasificación del drenaje ácido de mina en función del pH y el potencial de
acidez/alcalinidad de los minerales. ................................................................................. 4
Tabla 2. Principales características del AMD y sus impactos ambientales. ..................... 6
Tabla 3. Ubicación de punto de muestreo Quebrada “El Panteón”. ............................... 14
Tabla 4. Métodos utilizados para el análisis de muestras de agua. ................................ 19
Tabla 5. Criterios de calidad de los parámetros a analizar. ............................................ 20
Tabla 6. Resultados de parámetros fisicoquímicos del AMD inicial. ............................ 21
Tabla 7. Resultados de análisis de metales y aniones en AMD inicial en recipiente 1. . 23
Tabla 8. Composición de columna DAS-Ca. ................................................................. 26
Tabla 9. Resultado de análisis granulométrico de la clinoptilolita. ................................ 26
Tabla 10. Resultado de análisis mineralógico de la clinoptilolita. ................................. 27
Tabla 11. Composición de columna DAS-Mg. .............................................................. 28
Tabla 12. Resultados de parámetros fisicoquímicos del sistema de tratamiento pasivo. 28
Tabla 13. Resultados de concentración de metales y aniones del sistema de tratamiento
pasivo. ............................................................................................................................. 32
xiii
TEMA: “Tratamiento de drenaje ácido de mina con el uso de zeolita natural a escala
experimental”
Autor: Alex Rodrigo Moreno Balseca
Tutor: Dr. Carlos Gilberto Ordoñez Campain, MSc
RESUMEN
El presente proyecto de investigación se realizó en el Instituto Nacional de
Investigación Geológico Minero Metalúrgico (INIGEMM) con un total de 40 litros de
agua del Drenaje Ácido de Mina (AMD, por sus siglas en inglés) recolectados en la
Quebrada “El Panteón”, Parroquia Torata, Cantón Santa Rosa, Provincia de El Oro. El
AMD se trató mediante un sistema de tratamiento que consistió en una serie de dos
columnas de lixiviación conectadas por flujo a través de una bomba peristáltica, las
cuales contenían materiales reactivos tipo Sustrato Alcalino Disperso (DAS, por sus
siglas en inglés), y la adición de zeolita natural como un medio filtrante. En el sistema
de tratamiento se realizaron 12 mediciones de conductividad y pH, mientras que, para el
análisis de metales (Al, Fe, Cu, Pb, Zn, Mn y Cd) y el anión SO42- se realizaron cuatro
mediciones. El valor de pH promedio de AMD tratado fue 8.03 y la conductividad
promedio obtenida fue de 3254µS/cm. La eficiencia de remoción promedio tratada fue:
Al (97.81%); Fe (99.79%); Cu (91.42%); Pb (83.33%); Zn (99.84%); Mn (96.14%); Cd
(88.54%) y SO42- (51.47%). El sistema presenta una alta remoción de metales conforme
a los resultados obtenidos, por lo que la descarga cumple con la normativa ambiental
nacional, exceptuando el anión SO42-.
PALABRAS CLAVES: DRENAJE ÁCIDO DE MINA/ ZEOLITA NATURAL/
ESCALA EXPERIMENTAL/ METALES PESADOS/ SUSTRATO ALCALINO
DISPERSO
xiv
TITLE: “Treatment of acid mine drainage with the use of natural zeolite at
experimental scale”
Author: Alex Rodrigo Moreno Balseca
Tutor: Dr. Carlos Gilberto Ordoñez Campain, MSc
ABSTRACT
The present research project was carried out at the Instituto Nacional de Investigación
Geológico Minero Metalúrgico (INIGEMM) with a total of 40 liters of water of Acid
Mine Drainage (AMD) taken from the Quebrada “El Panteón”, Parroquia Torata,
Cantón Santa Rosa, Provincia de El Oro. The AMD was treated through a treatment
system which consisted of a series of two leach columns connected by flow through a
peristaltic pump, which contained a mixture of reactive materials type Dispersed
Alkaline Substrate (DAS), and the addition of natural zeolite as a filter medium. In the
treatment system, 12 measurements of conductivity and pH were taken, while four
measurements were taken for the analysis of metals (Al, Fe, Cu, Pb, Zn, Mn, and Cd)
and SO42- anion. A final average of pH of treated AMD was 8.03 and a final average
conductivity was 3,254mS/cm. The final average removal efficiency was: Al (97.81%);
Fe (99.79%); Cu (91.42%); Pb (83.33%); Zn (99.84%); Mn (96.14%); Cd (88.54%) and
SO42- (51.47%). The system has a high metal removal according to the results obtained,
so the discharge complies with the national environmental regulations, except for the
anion SO42-.
KEYWORDS: ACID MINE DRAINAGE/ NAUTRAL ZEOLITE/ EXPERIMENTAL
SCALE/ HEAVY METALS/ DISPERSED ALKALINE SUBSTRATE
I CERTIFY that above and foregoing is a true and correct translation of the original
document in Spanish.
_____________________________________
Dr. Carlos Gilberto Ordoñez Campain, MSc
Certified Translator
ID: 1704721347
1
INTRODUCCIÓN
El Drenaje Ácido de Mina (AMD, por sus siglas en inglés) es el resultado de la
oxidación de sulfuros metálicos, en presencia de oxígeno atmosférico y agua como lo
indica la Red Internacional de Prevención de Ácidos (INAP, por sus siglas en inglés)
(2014); además el AMD da origen a lixiviados ácidos altamente contaminantes con
acidez y altas concentraciones de Fe, Cu, Zn, Pb, Cd, Mn, As, etc. (Delgado Rodríguez,
2012).
El AMD es uno de los principales problemas causados por las actividades mineras y
tiene el potencial de contaminar las aguas superficiales y subterráneas (Nyquist y
Greger, 2009). La descarga incontrolada de aguas de mina con concentraciones elevadas
de contaminantes en el medio ambiente puede afectar la vida acuática, el suelo, y los
sedimentos (Lottermoser, 2010). La importancia de la propuesta de un sistema de
tratamiento pasivo para el AMD, a escala experimental, radica en llenar el vacío
investigativo en cuanto a dar alternativas de tratamiento eficientes y menos costosas,
para de esta manera impedir que el AMD generado por procesos de minería de metales,
genere impactos negativos hacia el ambiente y población.
Los sistemas de tratamiento pasivo se han convertido en una de las formas más
sostenibles y factibles de remediar el AMD. Sin embargo, los tratamientos
convencionales muestran obstrucción temprana de la porosidad y/o revestimiento de los
materiales reactivos cuando se tratan altas concentraciones de acidez y metales
contenidos en el AMD (Caraballo et al., 2009); Rotting et al. (2008a) denomina a estos
procesos como pasivación (pérdida de reactividad debido al recubrimiento) y/o
obstrucción (pérdida de permeabilidad) por la formación de precipitados. El
denominado Sustrato Alcalino Disperso (DAS, por sus siglas en inglés), es un sistema
de tratamiento pasivo probado para el tratamiento del AMD que se compone de un
reactivo alcalino de grano fino (arena de calcita) mezclado con un material inerte de
tamaño grueso con alta superficie específica (viruta de madera), sistema que muestra un
2
alto éxito en cuanto a rendimiento químico e hidráulico probado en columnas de
laboratorio (Rotting et al., 2008a).
Un estudio experimental, para la eliminación de metales divalentes contenidos en el
AMD como el Zn, Cu, Pb y Mn en condiciones de pH entre 3 y 5,5 con columnas
rellenas de magnesia caústica (MgO) y arena de cuarzo (tamaño de grano de 2-4mm), se
llevó a cabo por Cortina et al. (2003) dando resultados favorables de remoción de
dichos metales. Por su parte Rotting et al. (2008c) realizó un estudio experimental
mezclando virutas de madera con diferentes tamaños de grano de MgO para tratar aguas
con concentraciones altas de Zn y Mn, dando resultados favorables de eliminación de
estos metales. La zeolita natural es un mineral aluminosilicato hidratado cristalino que
por sus propiedades de porosidad, adsorción e intercambio iónico ha sido ampliamente
utilizado para la remoción de metales. Estudios para la aplicabilidad de zeolita natural
para la remoción de metales pesados en solución contenidos en el AMD han sido
estudiados por varios autores, obteniendo resultados favorables para la remoción de
metales como el Fe, Cu, Zn, Mn, Pb, Cd, etc. (Motsi, 2010; Motsi et al., 2009;
Wingelfelder et al., 2005); por lo que su uso es una alternativa como un sustituto de los
adsorbentes más caros como carbón activado u otros métodos de adsorción de metales.
El proyecto se realizó en las instalaciones del Instituto Nacional de Investigación
Geológico Minero Metalúrgico (INIGEMM) con muestras de AMD tomadas de la
Quebrada “El Panteón”, en la Parroquia Torata, Cantón Santa Rosa de la Provincia de
El Oro. Las muestras de AMD se llevaron al sistema de tratamiento pasivo propuesto
que contenía una serie de dos columnas de lixiviación conectadas por flujo a través de
una bomba peristáltica, las cuales contienen una mezcla de materiales reactivos tipo
DAS y la adición de zeolita natural como un medio filtrante.
El objetivo de esta investigación fue realizar análisis físico químicos, como el potencial
de hidrógeno (pH) y conductividad eléctrica (CE), mediante el muestreo de varios
puntos en el sistema de tratamiento pasivo propuesto para el análisis del
comportamiento de estos parámetros físico químicos y las condiciones que hacen
posible la remoción de la concentración de los metales y aniones en estudio.
3
1. MARCO TEÓRICO
1.1 Drenaje ácido de mina
El Drenaje Ácido de Mina (AMD, por su siglas en inglés) es el resultado de la
oxidación de sulfuros metálicos, especialmente los de hierro (pirita FeS2), en presencia
de oxígeno atmosférico y agua (INAP, 2014), además el AMD da origen a lixiviados
ácidos altamente contaminantes con elevada acidez y altas concentraciones de sulfatos,
metales y metaloides como Fe, Cu, Zn, Pb, Cd, Mn, As, etc. (Delgado Rodríguez,
2012). La oxidación de sulfuros metálicos, especialmente los de hierro (pirita FeS2)
constituyen la formación de AMD.
La ecuación (1) muestra el proceso de oxidación de la pirita, la cual necesita de tres
reactantes: pirita, oxígeno y agua. Esta reacción puede ocurrir tanto en medio abiótico o
biótico (INAP, 2014).
FeS2(s) + 72⁄ O2(g) + H2O(l) → Fe(ac)
2+ + 2SO4(ac)2− + 2H(ac)
+ (1)
El hierro ferroso reacciona con el oxígeno para formar hierro férrico como se indica en
la ecuación (2).
Fe(ac)2+ + 1
4⁄ O2(g) + H(ac)+ → Fe(ac)
3+ + 12⁄ H2O(l) (2)
El Fe2+ puede sufrir dos procesos dependiendo del pH del agua, si el pH es mayor a 4,5
se da la ecuación (3) en donde el hierro ferroso se oxida e hidroliza para formar
hidróxidos en forma de precipitados de color rojo-naranja (Chaparro Leal, 2015).
Fe(ac)2+ + 1
4⁄ O2(g) + 212⁄ H2O(l) → Fe(OH)3(s) + 2H(ac)
+ (3)
4
Por el contrario si el pH es menor o igual a 4,5 se obtiene la ecuación (4) donde el Fe3+
actuará como agente oxidante principal de la pirita reemplazando al oxígeno
atmosférico y generando mayor acidez (Chaparro Leal, 2015).
14Fe(ac)3+ + FeS2(s) + 8H2O(l) → 2SO4(ac)
2− + 15Fe(ac)2+ + 16H(ac)
+ (4)
1.1.1 Clasificación
En una investigación (Morin y Hutt, 2001; citado en Aduvire, 2006) se clasifica al
AMD en función del pH y el potencial de acidez/alcalinidad de los minerales, de
acuerdo a la tabla 1.
Tabla 1. Clasificación del AMD en función del pH y el potencial de
acidez/alcalinidad de los minerales.
Clase de AMD pH Descripción
Ácido < 6 Acidez generada por oxidación de minerales,
particularmente de sulfuros.
Nivel de metales disueltos es mayor que en
drenajes casi neutros.
Asociado a minas metálicas, carbón y piritas.
Alcalino > 9 o 10 Alta alcalinidad generada por disolución de
minerales básicos, particularmente óxidos,
hidróxidos y algunos silicatos.
Niveles de algunos metales como el Al son
mayores que en los drenajes casi neutros.
Asociado con minería de diamantes, molienda
de bauxita, cenizas de combustión de carbón.
Casi neutro 6-9 o 10 Dependiendo de la abundancia de los
minerales, en determinados períodos pueden
ser ácidos o alcalinos.
Concentración de metales disueltos algunas
veces puede exceder niveles tóxicos.
5
Tabla 1. (Continuación)
Otros Irrelevante Puede afectar la concentración de metales.
Asociado a minería no metálica como: potasa,
sales, boratos, bentonitas, gravas, arcillas, etc.
Las clasificaciones propuestas anteriormente tienen una o varias deficiencias, entre ellas
tenemos: a) no se incluye aguas con valores de pH neutros y salinidades extraordinarias;
b) no se considera aguas de mina con elevadas concentraciones de arsénico, antimonio,
compuestos de cianuro, hierro, manganeso, aluminio, etc. (Lottermoser, 2010).
Otro de los aspectos principales respecto a la clasificación del AMD, es su contenido en
metales; como lo indica Lottermoser (2010), el AMD se caracteriza por contener
concentraciones elevadas de sulfato (>1000 mg/L), hierro y aluminio (>100 mg/L),
cobre, cromo, níquel, plomo y cinc (>10 mg/L), y de elementos que no son de
preocupación ambiental en sí mismos como el calcio, magnesio, sodio y potasio.
1.1.2 Impactos ambientales
El AMD es uno de los principales problemas causados por las actividades mineras y
tiene el potencial de contaminar las aguas superficiales y subterráneas (Nyquist y
Greger, 2009), la descarga incontrolada de aguas de mina con concentraciones elevadas
de contaminantes en el medio ambiente puede afectar también la vida acuática, el suelo,
y los sedimentos (Lottermoser, 2010). La calidad del agua se ve afectada por la
acidificación generada por el azufre, que expuesto al aire y al agua se convierte en ácido
sulfúrico o lixiviación ácida generando impactos negativos al ambiente y población,
además se pierde la calidad del suelo debido a los componentes ácidos arrastrados por
los ríos, presentándose la posibilidad de que los suelos pierdan sus nutrientes y por lo
tanto su fertilidad como lo indica el Ministerio del Ambiente del Ecuador (MAE, 2008).
En una investigación (Ritchie, 1994; citado en Lottermoser, 2010) se indica las
principales características del AMD y los impactos ambientales generados de la misma
(tabla 2, pág. 6).
6
Tabla 2. Principales características del AMD y sus impactos ambientales.
Propiedad Especie química Rango de
concentración
en solución
Impactos ambientales
Acidez H+ pH < 4.5 Pérdida de bicarbonato para
los organismos fotosintéticos;
degradación y muerte de flora
y fauna; pérdida de la calidad
del agua; movilización de
iones metálicos.
Precipitados
de hierro
Fe3+, Fe2+,
Fe(OH)3(s)
100 a 1000
mg/L
Decoloración y turbidez en el
cuerpo de agua receptor a
medida que el pH aumenta y
las sales férricas precipitan;
sofocación de organismos
bentónicos y obstrucción de
branquias de los peces;
reducción de la penetración de
luz en la columna de agua.
Metales
pesados y
metaloides
disueltos
Cu, Pb, Zn, Cd, Co,
Ni, Hg, As, Sb
0.01 a 1000
mg/L
Degradación y muerte de flora
y fauna; bioacumulación;
reducción de la calidad del
agua; contaminación del suelo
y sedimentos.
Sólidos
Totales
Disueltos
(TDS, por sus
siglas en
inglés)
Ca, Mg, K, Na, Fe,
Al, Si, Mn, sulfatos
100 a más de
10000 mg/L
Reducción de la calidad del
agua; incrustaciones en
estructuras como TDS
precipitando como sales;
contaminación del suelo y
sedimentos.
7
1.2 Tratamientos de drenaje ácido de mina
De manera general, según lo indica Aduvire (2006), los procesos de tratamientos de
AMD se basan en la eliminación y el aislamiento de metales y aniones metálicos de las
aguas. Algunos de ellos incluyen las técnicas de precipitación que suelen ser bastante
efectivas para conseguir la calidad deseada de los efluentes. Muchas de las técnicas de
tratamiento de AMD establecidas, generalmente persiguen reducir el volumen de AMD;
aumentar el nivel de pH; disminuir las concentraciones de metales disueltos y sulfatos;
disminuir la biodisponibilidad de metales en solución; oxidar o reducir la solución; o
colectar, disponer o aislar el AMD generado (Lottermoser, 2010).
Por lo general los métodos de tratamiento de AMD se clasifican en dos grandes grupos,
métodos activos y métodos pasivos, en donde los métodos activos tienen un coste
elevado, se requiere un control y mantenimiento de las instalaciones de los sistemas de
tratamiento, así como un almacenamiento adecuado de los lodos generados por los
tratamientos instalados, mientras que en los métodos pasivos la intervención del hombre
es mínima (Aduvire, 2006). En el presente proyecto de investigación se hace referencia
únicamente a los tratamientos pasivos.
1.2.1 Tratamientos pasivos
Los métodos de tratamiento pasivo se basan en los mismos procesos físicos, químicos y
biológicos que los humedales naturales, en donde se modifican algunas características
de las aguas contaminadas, eliminando de esta manera la concentración de metales y la
neutralización del pH (López Pamo et al., 2002), los métodos pasivos como los
biorreactores o los drenajes de piedra caliza anóxicos utilizan los mismos principios
(Lottermoser, 2010). Los principales métodos pasivos encontrados en la literatura son
los canales de piedra caliza abierta (OLC, por sus siglas en inglés); los drenajes de
piedra caliza anóxicos (ALD, por sus siglas en inglés); los sistemas sucesivos de
producción de alcalinidad (SAPS); humedales aerobios y anaerobios; las barreras
reactivas permeables (BRP); biorreactores y finalmente el denominado sustrato alcalino
disperso (DAS, por sus siglas en inglés) (Aduvire, 2006; Dann et al., 2009; INAP, 2014;
López Pamo et al., 2002; Lottermoser, 2010; McCauley et al., 2009; Santomartino y
Webb, 2007).
8
Los sistemas de tratamiento pasivo se han convertido en una de las formas más
sostenibles y factibles de remediar AMD. Sin embargo, los tratamientos convencionales
muestran obstrucción temprana de la porosidad y/o revestimiento de los granos
reactivos cuando se tratan altas concentraciones de acidez y metales (Caraballo et al.,
2009), Rotting et al. (2008a) denomina a estos procesos como pasivación (pérdida de
reactividad debido al recubrimiento) y/o obstrucción (pérdida de permeabilidad) por la
formación de precipitados.
El denominado sustrato alcalino disperso (DAS, por sus siglas en inglés), es un sistema
de tratamiento pasivo que supera dichos problemas de pasivación y/o obstrucción y se
compone de un reactivo alcalino de grano fino (arena de calcita) mezclado con un
material inerte de tamaño grueso con alta superficie específica (viruta de madera); este
estudio realizado por Rotting et al. (2008a) muestra un alto éxito en cuanto a
rendimiento químico e hidráulico probado en columnas de laboratorio; este sistema
utiliza flujos descendentes abiertos a la atmósfera para maximizar la oxidación del Fe2+
y minimizar la movilidad del mismo en las columnas. El DAS fue probado en campo
para el tratamiento de AMD con alta concentración de Al y otros metales, el AMD en
estudio contenía concentraciones de metales con pH cercanos a 3,3 y una acidez neta de
1400 a 14650 mg/L como CaCO3 y altas concentraciones de Fe, Zn, Al, Mn, Cu, Co,
Ni, Cd, As y Pb. El sistema de tratamiento eliminó un promedio de 870 mg/L de acidez
neta como CaCO3, es decir, un 56% de remoción, así mismo un 25% de Fe, 93% de Al,
5% de Zn, 95% de Cu, 99% de As, 98% de Pb y 14% de Cd; sin embargo metales como
el Mn, Ni y Co no fueron totalmente eliminados (Rotting et al., 2008b).
Un estudio experimental para eliminación de metales divalentes como el Zn, Cu, Pb y
Mn en condiciones de pH entre 3 y 5,5 con columnas rellenas de magnesia caústica
(MgO) y arena de cuarzo (tamaño de grano de 2-4mm) se llevó a cabo por Cortina et al.
(2003), dando resultados favorables de remoción de dichos metales (figura 1, pág. 9)
9
El sistema A permite la precipitación de hidróxidos de metales trivalentes (Fe, Al, Cr) a
pH superior a 6, y a medida que el pH aumenta tenemos el sistema B el cual precipita
metales divalentes (Zn, Mn, Cu, Pb, Ni, Co y Cd). Los altos valores de pH para eliminar
los metales divalentes se pueden alcanzar mediante disolución de óxido de magnesio
(Cortina et al., 2003). Rotting et al. (2006) repitió el experimento con Cd, Ni y Co con
resultados no favorables debido a la obstrucción de las columnas y consecuentemente el
consumo de una pequeña fracción de material reactivo.
Un tercer estudio realizado por Rotting et al. (2008c) consistió en realizar una mezcla de
virutas de madera con diferentes tamaños de grano de MgO para tratar aguas con
concentraciones altas de Zn y Mn, dando resultados favorables de eliminación de estos
metales y concluyendo además que el tamaño pequeño de partícula de MgO y la gran
superficie de sus partículas son el factor clave para lograr una disolución
suficientemente rápida. Un estudio complementario consistió en probar el rendimiento
de una planta piloto de remediación completa de piedra caliza y MgO-DAS usando
concentración de metales altas de AMD; el estudio comprendía tanques de piedra
caliza-DAS diseñado para eliminar Al, As y Fe y tanques de MgO-DAS para eliminar
Figura 1. Solubilidad de hidróxidos metálicos en función del pH.
Nota. Se observa la solubilidad de los hidróxidos metálicos en función
del pH, donde las líneas segmentadas (metales trivalentes) y líneas
continuas (metales divalentes) son las curvas teóricas que describen la
solubilidad de estos metales en función del pH.
10
metales divalentes, además de cascadas de oxidación y estanques de decantación
(Caraballo et al., 2009).
1.3 Zeolita natural y usos para tratar el drenaje ácido de mina
La zeolita natural es un aluminosilicato hidratado cristalino (arcilla) con estructuras
tridimensionales, caracterizado por la habilidad de retener y liberar agua e intercambiar
iones sin modificar su estructura atómica. La zeolita natural posee una estructura
tridimensional rígida conformada por una red de túneles interconectados creando una
amplia área superficial para realizar el intercambio catiónico y la adsorción de humedad
(Chica Toro et al., 2006); esta estructura presenta grandes espacios moleculares de
interconexión, llamados canales o cavidades, en las cuales se encuentran cationes de
compensación como el Na+, Ca2+, K+, etc., moléculas de agua unidas por enlaces de
hidrógeno a los cationes de la estructura, u otros adsorbatos y sales (Bustillos Yaguana
y Suin Arévalo, 2014). Además, las zeolitas al tener una amplia área superficial con
una estructura microscópica, hace que presenten una superficie interna extremadamente
grande (500-1000 m2/g) con relación a su superficie externa (Olguín Gutiérrez, 2008),
así mismo indica que las zeolitas consisten en un armazón de tetraedros de [SiO4]4- y
[AlO4]5- conectados el uno al otro en las esquinas por medio de átomos de oxígeno y la
estructura típica de las zeolitas son A) atómica, B) tetraédrica y C) cristalina como se
aprecia en la figura 2.
Figura 2. Estructura típica de las zeolitas
Existen cerca de 50 tipos de zeolita, cada una de ellas con propiedades físicas y
químicas diferentes, originando varias densidades, selectividad catiónica y tamaño de
los poros. Por ejemplo la Clinoptilolita, la cual es una de las zeolitas más comúnmente
11
utilizadas (Chica Toro et al., 2006). Las propiedades más importantes de las zeolitas
naturales son la porosidad, adsorción e intercambio iónico (Lottermoser, 2010; Rubinos
Gonzáles, 2007); mientras que los factores de la zeolita natural como alternativa para
tratamiento de AMD según indica Motsi (2010) son:
Son de bajo costo y abundantes (Cui et al., 2006).
Las zeolitas tienen un área superficial alta debido a su estructura porosa y rígida
(Álvarez Ayuso et al., 2003).
Actúan como tamices moleculares y esta propiedad puede modificarse fácilmente
para aumentar el rendimiento de la zeolita (Sprynskyy et al., 2006).
Las zeolitas tienen una buena estabilidad estructural incluso en condiciones ácidas,
por lo que se espera que puedan regenerarse fácilmente con poco efecto sobre su
estructura y capacidad de adsorción (Motsi, 2010).
Las zeolitas pueden neutralizar soluciones ácidas; esto se logra mediante el
intercambio de H+ de la solución con los cationes intercambiables en la estructura de
zeolita (Leinonen y Lehto, 2001).
La utilización de zeolitas naturales, fundamentalmente la clinoptilolita, se ha
confirmado como una práctica importante en el control ambiental, como la eliminación
de metales pesados en AMD. En la actualidad, el tratamiento de AMD no ha recibido
mucha atención (Cui et al., 2006, Wingenfelder et al., 2005, Moreno et al., 2001), a
continuación se presenta un breve resumen de los estudios encontrados en la literatura
respecto al uso de zeolita natural tipo clinoptilolita para el tratamiento de AMD.
Wingelfender et al. (2005), realizó una investigación mediante la adición de zeolita de
tipo clinoptilolita para la remoción de metales en solución, metales como el Fe, Pb, Cd
y Zn en AMD sintético, obteniéndose resultados de eficiencia de remoción de Pb tanto
en soluciones neutras como ácidas; mientras que la eliminación de Zn y Cd disminuyó
con pH bajo y concentraciones altas de hierro, además se menciona que cuando existió
aumento de las concentraciones de Ca en solución, la eliminación de Zn y Cd se hizo
más pobre, mientras que la eliminación de Pb se mantuvo sin cambios.
12
En este estudio también se analiza que el tamaño de grano no tuvo un efecto importante
sobre la captación de los metales pesados, sin embargo, a tiempos de contacto más
cortos se encuentra que Pb y Cd son más adsorbidos por zeolita de grano fino que por
zeolita de grano grueso. El pH de la solución tuvo una fuerte influencia sobre la
captación de Zn y Cd a diferencia del Pb, obteniéndose que la eliminación del Pb estaba
casi completa a pH 5,5 con una remoción del 99,99% mientras que la eliminación del
Zn disminuyó del 93,6% en agua débilmente ácida a 23,4% en agua con mayor acidez, y
respecto al Cd los porcentajes de remoción fueron 85,8% y 21,0%; respectivamente
(Wingelfender et al., 2005).
Cui et al. (2006) llevó a cabo un trabajo de adsorción de Zn y otros iones metálicos
mediante el uso de clinoptilolita como sorbente a escala laboratorio, el orden de
adsorción de los metales sobre las partículas de clinoptilolita fue: Fe > Al > Cu > Zn >
Mg > Mn, además se hace énfasis en que las partículas más pequeñas muestran una
capacidad de adsorción significativamente mayores que las partículas más grandes en
las mismas condiciones operativas. El AMD utilizado en este estudio fue de la carretera
97C en Columbia Británica, determinándose un pH de 3,2 y concentraciones de metales
altas de Zn, Al, Cu, Fe, Si, Na, Mg, Mn y Ca.
Motsi et al. (2009) realizaron un estudio a fin de determinar la aplicabilidad de la
clinoptilolita en el tratamiento de AMD con concentraciones de 400, 20, 20 y 120 mg/L
de Fe3+, Cu2+, Mn2+ y Zn2+, respectivamente; las pruebas realizadas en este estudio
consistieron en adicionar cantidades determinadas de clinoptilolita en soluciones de
metales pesados, evaluando el proceso de tratamiento y observando la influencia de los
niveles de pH. Los resultados muestran que la cantidad de iones de metales pesados
adsorbidos de la solución aumenta con un aumento en el pH inicial de la solución. El
pH es estudiado, puesto que el aumento de pH de la solución corresponde a la adsorción
de H+, mientras que la disminución del pH de la solución corresponde a la liberación de
H+. Otro resultado importante del estudio de Motsi et al. (2009) es que la eliminación de
los iones de metales pesados no sólo se debió al intercambio iónico sino también a la
precipitación de hidróxidos metálicos de la solución, entonces, el tratamiento del AMD
mostró que la zeolita natural tiene el potencial de eliminar eficazmente los metales
pesados.
13
Motsi (2010) realizó un estudio de eliminación de Fe, Cu y Zn de soluciones de AMD
sintético y AMD de Wheal Jane utilizando zeolita natural, a escala de laboratorio. Los
experimentos realizados en columnas mostraron capacidad de eliminar metales pesados
de una solución en flujo continuo, además la eliminación del contenido de metales del
AMD resultó en eficiencias de remoción de 71-99% y 97-99% de Fe y Cu,
respectivamente. En este estudio se concluye que la capacidad de adsorción aumenta
con el aumento del pH inicial de la solución, de 2,5 a 5,7 teniendo capacidades máximas
de adsorción en pH de 5,7; también se concluye que el intercambio iónico fue uno de
los procesos responsables de la eliminación de metales por el intercambio de iones entre
los metales pesados en solución y los cationes intercambiables en la estructura de la
zeolita. Finalmente, al igual que en el estudio de Motsi, et al. (2009), Motsi (2010)
indica que la eliminación de metales pesados de la solución no sólo se debió a la
adsorción sino que se debió a la precipitación de metales en forma de hidróxidos.
Considerando los resultados de los estudios previos, se puede afirmar que la zeolita es
un mineral natural que se puede utilizar como un sustituto de los adsorbentes más caros
como carbón activado u otros métodos de tratamiento de AMD, debido a su
disponibilidad y bajo coste.
14
2. METODOLOGÍA EXPERIMENTAL
2.1 Muestreo del drenaje ácido de mina
2.1.1 Definición de puntos de muestreo
Se realizó la visita de campo al sitio de estudio en la Quebrada “El Panteón”, Parroquia
Torata, Cantón Santa Rosa, Provincia de El Oro (figura 3, pág. 15), en donde se
tomaron dos muestras simples en recipientes de 20 L, denominadas como Recipiente 1
y Recipiente 2, las coordenadas y fechas definidas para el sitio de muestreo se indican
en la tabla 3.
El muestreo se realizó en dos campañas correspondientes a época seca del sector, el
primer muestreo correspondiente al primer punto se ubicó a la salida de la bocamina del
frente de explotación Ecuaba de la concesión minera El Guayabo, la cual drenaba AMD
a la Quebrada “El Panteón”, mientras que el segundo muestreo correspondiente al
segundo punto se ubicó en la Quebrada “El Panteón”, aguas abajo respecto al primer
muestreo, antes de la confluencia de la quebrada con el Río Santa Rosa; se pudo
observar que de acuerdo al Catastro Minero Nacional proporcionado por el INIGEMM,
el área del sector de estudio se encontraba bajo concesiones mineras de minerales
metálicos (Oro-Plata).
Tabla 3. Ubicación de puntos de muestreo.
Código
muestra Punto de muestreo
Coordenadas (UTM WGS84) Fecha
x y z (dd/mm/aa)
m m m
Recipiente
1 Salida Bocamina 627453 9604980 612 03/12/2015
Recipiente
2 Quebrada “El Panteón” 626553 9602962 298 07/11/2016
15
Figura 3. Mapa de ubicación de puntos de muestreo.
16
2.1.2 Protocolo de muestreo
El protocolo para la toma de muestras de AMD fue el siguiente:
1. En campo se ubicó el punto de muestreo previamente seleccionado; una vez
identificado, se levantó información del lugar donde se desarrolló el muestreo utilizando
la ficha de campo (anexo A, pág. 51).
2. Identificado el punto de muestreo, se procedió a seleccionar el sector representativo
del sitio de muestreo correspondiente.
3. Procedimiento de toma de muestras:
Se ubicó en el punto seleccionado.
Se tomó el recipiente limpio (recipientes de 20 L) y se llenó con el AMD que
posteriormente se analizará.
El recipiente fue lavado tres veces con el AMD.
Se sumergió el recipiente y se llenó evitando hojas, raíces, o cualquier interferencia
que pueda interferir con los resultados.
Durante el llenado, la boca del recipiente se orientó en sentido contrario a la
corriente.
Una vez llenado el recipiente, se levantó rápidamente y se tapó de inmediato,
evitando cámaras de aire dentro del mismo.
Los recipientes fueron etiquetados como “Recipiente 1” y “Recipiente 2” utilizando
marcador permanente, ésta se cubrió con cinta adhesiva transparente, evitando así
que se borre la información.
4. Las muestras tomadas fueron enviadas a los laboratorios del Instituto Nacional de
Investigación Geológico Minero Metalúrgico (INIGEMM), las cuales fueron
almacenadas a temperatura ambiente (18oC) hasta su uso en el sistema de tratamiento
pasivo.
17
2.2 Análisis de parámetros fisicoquímicos del drenaje ácido de mina
Se tomó una muestra simple del recipiente 1 y 2 en un vaso de precipitación de vidrio
de 500 mL para el análisis fisicoquímico in situ. Los parámetros medidos fueron
potencial de hidrógeno (pH) y conductividad eléctrica (CE). El pH y CE se midió
mediante un multiparámetro, fabricante HANNA, modelo HI 9829, éste fue controlado
y calibrado usando tres soluciones estándar de pH (4-7-10) y una solución estándar de
conductividad (1000 µS/cm), todas ellas proporcionadas por el laboratorio del
INIGEMM.
2.3 Análisis de concentración de metales del drenaje ácido de mina
Se tomaron dos muestras simples en envases plásticos de 500 mL para el análisis de
metales y aniones correspondientemente, éstas fueron ingresadas para su análisis al
laboratorio del INIGEMM.
Para la medición de metales se utilizó el espectrofotómetro de emisión óptica con
plasma acoplado inductivamente (ICP-OES), fabricante PERKIN ELMER, modelo
Óptima 8300 y el análisis de aniones se realizó mediante el cromatógrafo iónico
compacto para aniones, fabricante METROHM, modelo Compact ICPRO 881. Los
metales considerados fueron Al, Cd, Cu, Fe, Mn, Pb y Zn; mientras que el anión
analizado fue el SO42-.
2.4 Diseño e instalación del sistema de tratamiento pasivo
El diseño e instalación del sistema de tratamiento pasivo propuesto constó de un tanque
que contenía el AMD inicial, el cual se conectó a una serie de dos columnas de
lixiviación, denominadas DAS-Ca y DAS-Mg de material polimetilmetacrilato de
aproximadamente 45 cm de altura y 10 cm de diámetro interno conectada por flujo
mediante una bomba peristáltica (Cortina et al. 2003; Rotting et al., 2008a; Rotting et
al., 2008c); éstas finalmente se conectaron a un tanque final que contenía el AMD
tratado. La zeolita natural fue lavada con agua destilada y secada en estufa a 110 oC
18
durante 24 horas, además se realizó un análisis granulométrico a través de tamizado en
seco mediante una tamizadora vibratoria marca Retsch, modelo AS 200.
El análisis mineralógico de la zeolita natural se determinó mediante una pistola de
fluorescencia de rayos X (FRX), marca NITON, modelo XL3t 500, con autocalibración
y en modo “Granal Normal” y límite de detección (LD) de 1 ppm para todos los
elementos. Las mediciones se realizaron seis veces con una duración de 90 segundos
cada una a fin de obtener el promedio de la medición de cada elemento. La zeolita
natural fue colocada a manera de lecho en la columna DAS-Mg.
2.5 Muestreo de agua y análisis de parámetros fisicoquímicos del sistema de
tratamiento pasivo
Se realizaron un total de 12 muestreos y análisis in situ durante un mes en vasos de
precipitación de vidrio de 50 mL a lo largo del sistema de tratamiento pasivo instalado,
para el análisis fisicoquímico in situ se establecieron tres puntos específicos
denominados como:
AMD inicial
AMD-Ca-Mg (situado en el sobrenadante DAS-Mg)
AMD tratado
Los parámetros medidos fueron potencial de hidrógeno (pH) y conductividad eléctrica
(CE) y se determinaron generalmente tres veces por semana. El pH y CE se midió
mediante un multiparámetro HANNA-HI 9829, éste fue controlado y calibrado
mediante las recomendaciones del fabricante y usando tres soluciones estándar de pH
(4-7-10) y una solución estándar de conductividad (1000 µS/cm), todas ellas
proporcionadas por el laboratorio del INIGEMM. Las fechas correspondientes del
muestreo del sistema de tratamiento pasivo se muestran en el anexo B (pág. 52).
19
2.6 Análisis de concentración de metales del sistema de tratamiento pasivo
En el sistema de tratamiento pasivo en los puntos AMD inicial y AMD tratado, se
realizaron cuatro muestreos con toma de cuatro muestras cada uno (2 de AMD inicial y
2 de AMD tratado), recolectados en envases plásticos de 500 mL para el posterior
análisis de metales y aniones.
Para la medición de metales de la primera muestra se utilizó ICP-OES, mientras que la
medición de metales de las siguientes muestras se realizó en los laboratorios de la
Facultad de Ingeniería en Geología, Minas, Petróleos y Ambiental (LABFIGEMPA)
utilizando el espectrofotómetro de absorción atómica (EAA) Perkin Elmer modelo
PinAAcle 900T, mientras que el anión analizado fue el SO42- mediante el cromatógrafo
iónico compacto METROHM, Compact ICPRPO 881. En la tabla 4 se presenta un
resumen de los métodos utilizados para el análisis del AMD y el análisis de agua para el
sistema de tratamiento pasivo.
Tabla 4. Métodos utilizados para el análisis de muestras de agua.
Método Especificación
del método Equipo
Parámetros
analizados
(LD, mg/L)
Muestra Laboratorio
SM 4500
H Uso de sonda
multiparamétrica
HANNA-HI
9829
pH Agua INIGEMM
SM 2510 Conductividad
eléctrica Agua INIGEMM
SM
3120B ICP-OES
PERKIN
ELMER-
Óptima 8300
Metales:
Al (0,19);
Cd, Cu, Fe,
Mn, Pb y Zn
(0,01)
Agua INIGEMM
SM 4110
B
Cromatografía
iónica
METROHM
Compact
ICPRO 881
SO42- (0,01) Agua INIGEMM
SM 3111
D EAA
PERKIN
ELMER-
PinAAcle
900T
Metales:
Al (1,1);
Cd (0,03);
Cu (0,08);
Fe (0,10);
Mn (0,052);
Pb (0,19) y
Zn (0,02)
Agua FIGEMPA
20
Los parámetros obtenidos en la presente investigación son analizados tomando en
cuenta la tabla 5 que hace referencia a la Reforma al Anexo 1 del Libro VI DEL
TULSMA, Acuerdo Ministerial 097, Tabla 9: LÍMITES DE DESCARGA A UN
CUERPO DE AGUA DULCE, mediante la cual se estableció una comparación entre los
valores obtenidos del muestreo con los límites permisibles indicados en la normativa
ambiental nacional (MAE, 2015).
Tabla 5. Criterios de calidad de los parámetros a analizar.
TABLA 9. ANEXO 1 LIBRO VI TULSMA: Límites de descarga a un cuerpo de
agua dulce
No Parámetro Expresado
como Unidad
Límite máximo
permisible
1 Aluminio Al mg/L 5,0
2 Cadmio Cd mg/L 0,02
3 Cinc Zn mg/L 5,0
4 Cobre Cu mg/L 1,0
5 Hierro Fe mg/L 10,0
6 Manganeso Mn mg/L 2,0
7 Plomo Pb mg/L 0,2
8 Potencial de
hidrógeno pH - 6-9
9 Sulfatos SO42- mg/L 1000
Finalmente para el análisis del porcentaje de remoción de metales y aniones se utilizó
Figuras estadísticas en Microsoft Excel (versión Microsoft Office 2013 SP1 Pro Plus).
Para comparar la eficiencia de remoción del sistema de tratamiento pasivo se utilizaron
los resultados obtenidos del muestreo del AMD inicial y AMD tratado mediante la
ecuación 5 (pág. 21).
𝑃𝑅 =𝐴𝑀𝐷 𝑖𝑛𝑖𝑐𝑖𝑎𝑙 − 𝐴𝑀𝐷 𝑡𝑟𝑎𝑡𝑎𝑑𝑜
𝐴𝑀𝐷 𝑖𝑛𝑖𝑐𝑖𝑎𝑙∗ 100 (5)
Donde: PR: Porcentaje de remoción (%)
AMD inicial: Concentración inicial del AMD (mg/L)
AMD tratado: Concentración final del AMD tratado (mg/L)
21
3. RESULTADOS Y DISCUSIÓN
3.1 Muestreo del drenaje ácido de mina
Se trabajó con un total de 40 L de AMD correspondientes a dos recipientes de 20 L cada
uno, las cuales se utilizaron para el ingreso en el sistema de tratamiento pasivo. En los
sitios de muestreo se observaron precipitados amarillo-rojizo-marrón, además el sitio
contenía aguas de coloración amarillo-marrón seguramente causada por una abundancia
de partículas suspendidas de hidróxidos de hierro.
3.2 Análisis de parámetros fisicoquímicos del drenaje ácido de mina
Los resultados del análisis fisicoquímico de las muestras de los recipientes 1 y 2 se
indican en la tabla 6.
Tabla 6. Resultados de parámetros fisicoquímicos del AMD inicial.
Código
muestra
Punto muestreo t (°C) pH CE (µS/cm)
Recipiente 1 AMD inicial 21,50 2,61 2617
Recipiente 2 AMD inicial 21,60 2,71 5861
3.2.1 Potencial de hidrógeno (pH)
El pH de las muestras analizadas tanto en el recipiente 1 y 2 varía entre 2,61 y 2,71
(pH<6) obteniéndose un AMD de tipo ácido por lo que se considera que la acidez
generada pudo haberse dado por oxidación de minerales, particularmente sulfuros
asociado a minas metálicas, carbón y piritas (Morin y Hutt citado en Aduvire, 2006);
además la observación de precipitados amarillo-marrón en el sitio de estudio es típica
para el proceso de AMD como lo indica Lottermoser (2010).
22
Una vez que el AMD entra en contacto con la atmósfera, éste se oxigena y mediante un
proceso aerobio catalizado por bacterias de tipo Thiobacillus ferrooxidans, en un
ambiente de pH entre 2 y 3,5; transforman el hierro ferroso a hierro férrico, dando una
coloración ocre-rojo intenso al agua (Aduvire, 2006).
En comparación con los valores de pH establecidos en las normas ambientales (tabla 5,
pág. 20), las muestras presentan valores de pH por debajo de los límites mínimo (pH 6)
y máximo (pH 9) permisibles (figura 4).
3.2.2 Conductividad Eléctrica (CE)
La conductividad medida varía entre 5861 a 2617 µS/cm en los recipientes 1 y 2,
respectivamente (figura 5, pág. 23). Los valores de conductividad medidos
corresponden posiblemente al alto contenido de iones y metales en solución, puesto que
el AMD da origen a lixiviados ácidos contaminantes con altas concentraciones de
sulfatos y metales como Fe, Cu, Zn, Pb, Cd, Mn, As, etc. (Delgado Rodríguez, 2012).
0,00
1,00
2,00
3,00
4,00
5,00
6,00
7,00
8,00
9,00
10,00
AMD inicial (1) AMD inicial (2)
pH
pH
Límite mínimo permisible
(TULSMA)
Límite máximo permisible
(TULSMA)
Figura 4. pH de las muestras de AMD inicial en recipientes.
23
3.3 Análisis de metales y aniones del drenaje ácido de mina
Los resultados del análisis de metales en las muestras del recipiente 1 se indican en la
tabla 7.
Tabla 7. Resultados de análisis de metales y aniones en AMD inicial en recipiente
1.
Código
muestra
Punto
muestreo Parámetros
Resultados
análisis (mg/L)
Criterio calidad
(TULSMA) (mg/L)
AMD-T-
001
AMD
inicial
Al 24,6 5,0
Cd 0,14 0,02
Cu 4,2 1,0
Fe 200,6 10,0
Mn 12,0 2,0
Pb 0,2 0,2
Zn 14,5 5,0
SO42- 1533 1000
Los resultados indican altas concentraciones de metales, metaloides y aniones (Fe, Cu,
Zn, Pb, Cd, Mn, SO42-, etc.), esto indica que existió la oxidación de sulfuros metálicos,
especialmente los de hierro (pirita FeS2) en presencia de oxígeno atmosférico y agua
0,00
1000,00
2000,00
3000,00
4000,00
5000,00
6000,00
7000,00
AMD inicial (1) AMD inicial (2)
µS
/cm
CE (µS/cm)
Figura 5. Conductividad eléctrica de las muestras de AMD inicial en recipientes.
24
(Delgado Rodríguez, 2012; INAP, 2014; Lottermoser 2010). En cuanto al recipiente 2,
éste fue ingresado al sistema de tratamiento pasivo una vez el sistema tuvo ausencia de
AMD en el punto AMD inicial.
Se observa que los elementos analizados no cumplen con los criterios de calidad de la
reforma al TULSMA (tabla 5, pág. 20).
3.4 Diseño e instalación del sistema de tratamiento pasivo
Se utilizaron columnas de flujo descendente abiertas a la atmósfera (figura 6) a fin de
maximizar la oxidación del Fe2+ y minimizar la movilidad del mismo (Rotting et al.,
2008a).
Se realizaron 5 orificios en el sistema de tratamiento, los cuales se describen a
continuación:
Orificio 1: Entrada a la columna DAS-Ca (a 25cm de altura desde la base)
Orificio 2: Salida de la columna DAS-Ca (a 2cm de altura desde la base)
Orificio 3: Entrada a la columna DAS-Mg (a 25cm de altura desde la base)
Orificio 4: Salida de la columna DAS-Mg (a 2cm de altura desde la base)
Sobrenadante
Material reactivo
AMD tratado
AMD inicial
Zeolita natural
Arena de cuarzoBomba
Columna
DAS-Ca DAS-Mg
1
2
3
4
5
Figura 6. Diseño del sistema de tratamiento pasivo
25
Punto 5: Entrada al tanque final (centro de entrada al tanque)
En todos los puntos se realizaron cortes en las mangueras instaladas a manera de drenes
(excepto el punto 5), para que el drenaje ácido de mina (AMD) fluya constantemente.
Los componentes del sistema de tratamiento pasivo propuesto se detallan a
continuación:
AMD inicial: Corresponde al tanque inicial que contiene el AMD a tratar mediante
el sistema de tratamiento pasivo, a este tanque se ingresó el AMD del recipiente 1 y a
medida de AMD faltante, se ingresó AMD del recipiente 2.
Bomba: Se utilizó una bomba peristáltica de laboratorio marca LONGERPUMP,
modelo BT100-1L, la cual provee el AMD desde el tanque AMD inicial hacia la
primera columna DAS-Ca con un caudal constante de aproximadamente 1 L/día.
DAS-Ca: Dentro de la primera columna de lixiviación denominada DAS-Ca, se
añadió arena de cuarzo a manera de lecho; además se añadió una mezcla de viruta de
madera (longitud aproximada 4 mm) con calcita (CaCO3), el cual comprende el
llamado material reactivo. La mezcla fue homogeneizada durante 15 minutos y se
dejó en reposo 2 días. El líquido que se mantenía de manera superficial luego del
ingreso del AMD se denominó como sobrenadante. La función de esta columna es
disminuir la concentración de Fe y Al que necesitan condiciones de pH de 6 a 7
(Cortina et al., 2003). Rotting et al. (2008a), en un estudio experimental en columnas
de laboratorio indica que la mayor parte del ion Fe3+ disuelto se precipitó cerca de la
superficie del material reactivo disminuyendo así su concentración, de la misma
manera ocurrió con el aluminio, el cual precipitó a mayor profundidad (3 cm) con
respecto al hierro. Los pesos y alturas correspondientes a la columna DAS-Ca se
muestran en la tabla 8 (pág. 26).
26
Tabla 8. Composición de columna DAS-Ca.
Material Peso (g) Altura (cm)
Arena de cuarzo 300 2,9
Viruta de madera 90,7 14
CaCO3 22,68
DAS-Mg: La columna denominada DAS-Mg comprendió un lecho de arena de
cuarzo, y una mezcla de viruta de madera (longitud aproximada 2 mm) con óxido de
magnesio (MgO), denominado como material reactivo. La mezcla fue
homogeneizada durante 15 minutos y se dejó en reposo 2 días. La columna DAS-Mg
funciona de tal manera que disminuye la concentración de metales divalentes (Zn,
Mn, Cu, Pb, y Cd) debido a que la disolución del MgO eleva el pH a valores
comprendidos entre 8 y 10 (Cortina et al., 2003).
La zeolita natural tipo clinoptilolita (proporcionada por la Empresa Vital del
Ecuador) fue añadida a la columna DAS-Mg con un tamaño de grano aproximado de
0,5 a 1mm (tabla 9). Este mineral posee la capacidad de intercambio de iones
presentes en los metales disueltos en el AMD (Lottermoser, 2010). Además puede
neutralizar soluciones ácidas; esto se logra mediante el intercambio de H+ de la
solución con los cationes intercambiables en la estructura de zeolita (Leinonen y
Lehto, 2001).
Tabla 9. Resultado de análisis granulométrico de la clinoptilolita.
Peso inicial (g) 150
Abertura malla (# malla) Peso de la fracción (g) %
1 mm (#18) 83,73 56,04
500 µm (#35) 63,48 42,55
355 µm (#45) 0,33 0,22
250 µm (#60) 0,10 0,07
180 µm (#80) 0,03 0,02
125 µm (#120) 0,00 0,00
90 µm (#170) 0,00 0,00
63 µm (#230) 0,07 0,05
27
Tabla 9. (Continuación)
45 µm (#325) 0,51 0,34
Base 1,17 0,78
TOTAL 149,42 100
El análisis mineralógico de la clinoptilolita (tabla 10) muestra que su composición
mayoritaria es de Ca, Fe y K con un 40,88%; 30,59% y 18,78% respectivamente.
Tabla 10. Resultado de análisis mineralógico de la clinoptilolita.
No. Elemento ppm %
1 Ca 12701,46 40,88
2 Fe 9505,57 30,59
3 K 5834,87 18,78
4 Ti 1322,67 4,26
5 S 348,42 1,12
6 Sr 341,80 1,10
7 Ba 243,92 0,79
8 Mn 219,83 0,71
9 Zr 104,19 0,34
10 Co 91,76 0,30
11 Te 73,91 0,24
12 Cs 47,88 0,15
13 V 41,56 0,13
14 Sn 32,82 0,11
15 Zn 30,57 0,10
16 Sc 27,36 0,09
17 Sb 24,43 0,08
18 Cr 19,00 0,06
19 Rb 11,54 0,04
20 Pb 10,72 0,03
21 Pd 10,55 0,03
22 Cd 8,99 0,03
23 As 6,37 0,02
28
Tabla 10. (Continuación)
24 U 6,18 0,02
25 Ag 5,74 0,02
Los pesos y alturas correspondientes a la columna DAS-Mg, se muestran en la tabla 11.
Tabla 11. Composición de columna DAS-Mg.
Material Peso (g) Altura (cm)
Arena de cuarzo 300 2,9
Viruta de madera 71,3 11
MgO 17,8
Zeolita natural 296,9 3
AMD tratado: Comprende el tanque final que contiene el AMD tratado por el
sistema de tratamiento pasivo.
3.5 Análisis de parámetros fisicoquímicos del sistema de tratamiento pasivo
Los resultados del análisis fisicoquímico de las muestras se indican en la tabla 12.
Tabla 12. Resultados de parámetros fisicoquímicos del sistema de tratamiento
pasivo.
No. Medición in situ Punto muestreo t (oC) pH CE (µS/cm)
1
AMD inicial 20,80 2,58 2870
AMD-Ca-Mg 21,23 9,64 2154
AMD tratado 21,10 8,66 1275
2
AMD inicial 20,80 2,63 2811
AMD-Ca-Mg 20,34 8,25 1129
AMD tratado 20,90 8,54 2458
3
AMD inicial 21,10 2,66 2800
AMD-Ca-Mg 20,78 7,98 1642
AMD tratado 21,08 8,26 2504
29
Tabla 12. (Continuación)
4
AMD inicial 21,60 2,71 5861
AMD-Ca-Mg 20,75 7,29 4078
AMD tratado 20,81 7,87 3646
5
AMD inicial 21,00 2,76 5120
AMD-Ca-Mg 20,82 8,04 2571
AMD tratado 20,90 8,15 2490
6
AMD inicial 22,12 2,83 5063
AMD-Ca-Mg 22,47 7,81 1781
AMD tratado 21,42 8,09 2852
7
AMD inicial 20,20 2,83 4930
AMD-Ca-Mg 21,00 7,21 3800
AMD tratado 21,00 7,84 2940
8
AMD inicial 20,30 2,81 4980
AMD-Ca-Mg 21,60 7,19 4078
AMD tratado 20,70 7,59 3447
9
AMD inicial 19,80 2,76 5750
AMD-Ca-Mg 19,50 7,02 4910
AMD tratado 20,10 7,74 4005
10
AMD inicial 19,40 2,76 5755
AMD-Ca-Mg 19,50 6,83 5385
AMD tratado 19,70 7,86 4300
11
AMD inicial 21,00 2,76 5836
AMD-Ca-Mg 21,10 7,01 5148
AMD tratado 21,32 7,90 4421
12
AMD inicial 20,41 2,75 5980
AMD-Ca-Mg 19,88 7,06 4950
AMD tratado 20,72 7,80 4715
30
3.5.1 Potencial de hidrógeno (pH)
AMD inicial: El valor de pH del AMD inicial varía entre 2,58 a 2,83; tomando en
cuenta la normativa ambiental nacional (tabla 5, pág. 20), estos valores se encuentran
fuera de rango, tanto para el valor límite mínimo (pH 6) como para el valor límite
máximo (pH 9) permisibles.
AMD-Ca-Mg: Se observa que en la primera medición in situ existe un aumento
considerable de pH desde el AMD inicial al AMD-Ca-Mg, esto se debe a que la calcita
de la columna DAS-Ca es consumida, elevando el pH desde 2,58 a 9,64 (tabla 12, pág.
28). Estos potenciales precipitarían a metales trivalentes (Fe, Al, Cr) que necesitan
condiciones de pH de 6 a 7 y a metales divalentes (Zn, Mn, Cu, Pb, Ni, Co y Cd) en
condiciones de pH mayores a 8,5; los metales divalentes como el cinc precipitan en
forma de Hidrocincita (Zn5(CO3)2(OH)6), plomo en forma de hidróxido, cobre como
hidroxisulfato y el Mn2+ se oxida y precipita como óxido de manganeso (Mn2O3) en
forma de Manganita (γMnOOH) (Cortina et al., 2003; Rotting et al., 2008c). De manera
similar, en las mediciones posteriores existe un aumento considerable de los valores de
pH desde el AMD inicial al AMD-Ca-Mg, estableciéndose éste último en un rango
promedio de 2,74 a 7,61 respectivamente (figura 7, pág. 31).
AMD tratado: El AMD tratado tiene valores de pH entre 7,59 a 8,66 que son
ligeramente superiores al AMD-Ca-Mg debido al proceso de desgasificación del CO2
(Rotting et al., 2008a); estos valores son significativamente altos comparados con el
AMD inicial debido a la presencia de Brucita (Mg(OH)2) en la segunda columna
denominada DAS-Mg, producto de la hidratación del reactivo MgO y por ende una alta
concentración de Mg, es importante también destacar que el tamaño pequeño y la gran
superficie específica de las partículas de MgO (longitud 0,15 mm) son un factor
importante en el rendimiento de la columna DAS-Mg en cuanto a remoción de metales
como el Zn y Mn (Rotting et al., 2006; Rotting et al., 2008c). Entonces, respecto al
parámetro potencial de hidrógeno (pH) medido para las muestras de AMD luego del
tratamiento descrito, se logró obtener valores (figura 7) dentro del rango establecido en
la normativa ambiental nacional (tabla 5, pág. 20).
31
3.5.2 Conductividad Eléctrica (CE)
AMD inicial: Existe variación en las mediciones de la conductividad (figura 8, pág.
32), presentando un valor máximo en el AMD inicial de 5980 µS/cm y un mínimo de
2800 µS/cm. El valor 2870 µS/cm (número de medición 1, tabla 12, pág. 28)
corresponde al AMD del recipiente 1 ingresado inicialmente al sistema de tratamiento,
mientras que, el valor 5861 µS/cm (número de medición 4, tabla 12, pág. 29)
corresponde al ingreso posterior de AMD del recipiente 2. A partir del ingreso del
recipiente 2, con una conductividad eléctrica igual a 5861 µS/cm se observó un
descenso hasta la medición 8 con un valor de conductividad igual a 4980 µS/cm, esto se
debió a que el tanque inicial contenía AMD de ambos recipientes, sin embargo en las
mediciones posteriores el nivel de conductividad incrementa hasta mantenerse a un
valor aproximado del AMD contenido en el recipiente 2.
AMD-Ca-Mg y AMD tratado: Se evidencia una tendencia de disminución de
conductividad desde el AMD-Ca-Mg al AMD tratado en todas las mediciones excepto
para la medición dos, tres y seis (figura 8, pág. 32); esta disminución se debe
principalmente a la retención de metales trivalentes y divalentes que reúnen condiciones
de pH necesarias para producir su precipitación. Sin embargo, si se analiza por separado
el AMD-Ca-Mg y el AMD tratado, estos tienden a aumentar por la disolución del
material reactivo de calcita (Ca2+) y de óxido de magnesio (Mg2+), respectivamente;
también se incluyen los iones K+ y Na+ que corresponden a cationes de compensación
de la zeolita (Bustillos Yaguana y Suin Arévalo, 2014).
0
2
4
6
8
10
12
1 2 3 4 5 6 7 8 9
10
11
12
pH
No. Medición In Situ
AMD inicial
AMD-Ca-Mg
AMD tratado
Límite mínimo permisible
(TULSMA)
Límite máximo permisible
(TULSMA)
Figura 7. pH de las mediciones in situ del sistema de tratamiento pasivo.
32
3.6 Análisis de metales y aniones del sistema de tratamiento pasivo
Los resultados del análisis en laboratorio se indican en la tabla 13 conjuntamente con el
porcentaje de remoción calculado, en donde además se debe considerar que a partir del
muestreo 2, se ingresó AMD del recipiente 2 al sistema de tratamiento.
Las fechas correspondientes del análisis de metales y aniones del sistema de tratamiento
pasivo se muestran en el anexo C (pág. 53).
Tabla 13. Resultados de concentración de metales y aniones del sistema de
tratamiento pasivo.
No.
Muestreo
Códig
o
Muest
ra
Punto
muestreo
Al
mg/L
Fe
mg/L
Cu
mg/L
Pb
mg/L
Zn
mg/L
Mn
mg/L
Cd
mg/L
SO42-
mg/L
1
AMD-
T-002
AMD
inicial 25,20 200 4,12 0,06 19,56 12,86 0,08 1936,41
C1-Z-
001
AMD
tratado <0,19 <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 0,75 <0,01 1087,79
Remoción (%) 99,25 100,0
0 99,76 83,33 99,95 94,17 87,50 43,82
2
AMD-
T-003
AMD
inicial 21,50
118,1
5 9,32 <0,19 7,225 9,25 0,63 5291,63
C2-Z-
002
AMD
tratado <1,1 <0,1 <0,08 <0,19 0,033 0,45 <0,03 1624,46
Remoción (%) 94,88 99,92 99,14 - 99,54 95,14 95,24 69,30
3
AMD-
T-004
AMD
inicial 81,5
279,2
5 6,64 <0,19 42,075 31,25 0,15 5973,52
C2-Z-
003
AMD
tratado <1,1 <0,1 <0,08 <0,19 <0,02 0,51 <0,03 2918,97
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
1 2 3 4 5 6 7 8 9
10
11
12
µS
/cm
No. Medición In Situ
AMD inicial
AMD-Ca-Mg
AMD tratado
Figura 8. Conductividad eléctrica de las mediciones in situ del sistema de
tratamiento pasivo.
33
Remoción (%) 98,65 99,96 98,80 - 99,95 98,37 80,00 51,13
4
AMD-
T-005
AMD
inicial 71 14,05 0,25 <0,19 28,97 29 0,35 6907,94
C2-Z-
004
AMD
tratado <1,1 <0,1 <0,08 <0,19 <0,02 0,9 <0,03 4033,42
Remoción (%) 98,45 99,29 68,00 - 99,93 96,90 91,43 41,61
3.6.1 Aluminio (Al)
AMD inicial y AMD tratado: Las concentraciones de Al del AMD inicial están
comprendidas entre valores de un máximo de 81,50 mg/L y un mínimo de 21,50 mg/L
(tabla 13, pág. 32), mientras que los valores del AMD tratado están por debajo del
límite de detección del equipo (tabla 4, pág. 19). El porcentaje de remoción de aluminio
se encuentra entre un valor máximo y mínimo de 99,25% y 94,88% respectivamente; y
un valor promedio de remoción del 97,81%.
La variación de la concentración de Al del AMD inicial se debe posiblemente a las
condiciones en la que se tomó la muestra en campo, la profundidad de la toma de
muestra del AMD inicial y a la posible precipitación del metal en las paredes del tanque
inicial.
Rotting et al. (2008a), indican que el Al fue removido porque éste precipita como
hidroxisulfato, junto con yeso debido a la eliminación de sulfato, ya que con el aumento
de pH, se integran más hidroxilos (OH-) y menos aniones sulfato; además el porcentaje
de remoción probablemente se debió a la disolución de calcita en la columna DAS-Ca,
la cual está directamente relacionada con la precipitación del Al.
Las concentraciones de Al correspondiente al AMD tratado en todos los muestreos se
encuentran bajo el límite máximo permisible normado por la legislación ambiental
nacional (figura 9, pág. 34).
Tabla 13. (Continuación)
34
3.6.2 Hierro (Fe)
AMD inicial y AMD tratado: Las concentraciones de Fe del AMD inicial se
encuentran entre un máximo de 200 mg/L y un mínimo de 14,05 mg/L (tabla 13, pág.
32), mientras que los valores de las concentraciones del AMD tratado llegan a estar
situados por debajo del límite de detección del equipo (tabla 4, pág. 19). El porcentaje
de remoción de hierro se encuentra entre un valor máximo y mínimo de 100% y 99,29%
respectivamente, y un valor promedio de remoción del 99,79%.
La variación de la concentración de Fe del AMD inicial se debe posiblemente a las
condiciones en la que se tomó la muestra en campo, la profundidad de la toma de
muestra del AMD inicial y a la posible precipitación del metal en las paredes del tanque
inicial, puesto que existían precipitados amarillo-rojizo-marrón.
La remoción del hierro se da por varios procesos indicados por Macías et al. (2012),
algunos de ellos atribuidos a diferentes procesos de oxidación (SCOOFI, oxidación
biótica y abiótica) y la precipitación de Schwertmannita (Fe8O8(OH)5.5(SO4)1.25 (Rotting
et al., 2008a). Otro estudio demuestra que la eliminación del hierro sucede por la
formación del mineral Goethita (Fe3+O(OH)) (Caraballo et al., 2009).
0,00
10,00
20,00
30,00
40,00
50,00
60,00
70,00
80,00
90,00
Muestreo 1 Muestreo 2 Muestreo 3 Muestreo 4
mg/L
AMD inicial
AMD tratado
Límite máximo permisible
(TULSMA)
Figura 9. Concentración de aluminio del sistema de tratamiento pasivo.
35
La remoción de este metal (al igual que el Al) se da en la columna DAS-Ca, esto se
debe al aumento de pH por la disolución de la calcita que favorece la precipitación de
metales trivalentes.
La zeolita tiene un papel importante en la columna DAS-Mg, puesto que estudios
realizados a escala de laboratorio (Motsi et al., 2009), indican que el porcentaje de
remoción de Fe3+ fue de 59,9%, obteniéndose una concentración final de Fe3+ de 160,6
mg/L, después de 6 horas de contacto de 100 mL de solución con 3,7 g de zeolita. Se
concluye además que la eliminación de los iones de metales pesados no sólo se debe al
intercambio iónico sino también a la precipitación de hidróxidos metálicos desde la
solución.
(Motsi, 2010) demuestra que existen eficiencias de remoción de metales en solución,
como el hierro, en un orden del 71% al 99%, debido a la capacidad de adsorción de la
zeolita por intercambio iónico entre iones del metal pesado y los cationes
intercambiables en la estructura de la zeolita.
Las concentraciones de Fe correspondiente al AMD tratado en todos los muestreos se
encuentran bajo el límite máximo permisible normado por la legislación ambiental
nacional (figura 10).
0
50
100
150
200
250
300
Muestreo 1 Muestreo 2 Muestreo 3 Muestreo 4
mg/L
AMD inicial
AMD tratado
Límite máximo permisible
Figura 10. Concentración de hierro del sistema de tratamiento pasivo.
36
3.6.3 Cobre (Cu)
AMD inicial y AMD tratado: Las concentraciones de Cu del AMD inicial se
encuentran entre un máximo de 9,32 mg/L y un mínimo de 0,25 mg/L (tabla 13, pág.
32), mientras que los valores de las concentraciones del AMD tratado llega a estar por
debajo del límite de detección del equipo (tabla 4, pág. 19). El porcentaje de remoción
de cobre se encuentra entre un valor máximo y mínimo de 99,76% y 68%
respectivamente, y un valor promedio de remoción del 91,42%. La variación de la
concentración de Cu del AMD inicial se debe posiblemente a las condiciones en la que
se tomó la muestra en campo, la profundidad de la toma de muestra del AMD inicial y a
la posible precipitación del metal en las paredes del tanque inicial.
El Cu se encuentra relacionado con el hierro y aluminio, dado que la remoción de Cu
posiblemente ocurre por procesos de adsorción y/o coprecipitación con los precipitados
de Fe y Al (Macías, 2013), en forma de sulfato de cobre como lo indica Rotting et al.
(2008a). Motsi et al. (2009) indican que el porcentaje de remoción del ion Cu2+ por
zeolita natural fue de 56,8% después de 6 horas de contacto de 100 mL de solución con
3,7 g de zeolita. También en un estudio posterior a escala de laboratorio (Motsi, 2010),
se reportan porcentajes de remoción de cobre entre 97% y 99%. Las concentraciones de
Cu correspondientes a todos los muestreos del AMD tratado se encuentran bajo el límite
máximo permisible normado por la legislación ambiental nacional (figura 11).
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
Muestreo 1 Muestreo 2 Muestreo 3 Muestreo 4
mg/L
AMD inicial
AMD tratado
Límite máximo permisible
(TULSMA)
Figura 11. Concentración de cobre del sistema de tratamiento pasivo.
37
3.6.4 Plomo (Pb)
AMD inicial y AMD tratado: Las concentraciones de Pb del AMD inicial se
encuentran entre 0,19 mg/L y 0,06 mg/L (tabla 13, pág. 32), mientras que los valores de
las concentraciones del AMD tratado están por debajo del límite de detección del
equipo de EAA (tabla 4, pág. 19). El porcentaje de remoción de plomo comprende un
valor de 83,33% en el primer muestreo del sistema de tratamiento (tabla 13, pág. 32).
En los muestreos siguientes no fue posible realizar el cálculo del porcentaje de
remoción debido a que no fue detectado por el equipo. La eliminación del Pb (al igual
que el Cu) según Macías (2013), posiblemente ocurre por procesos de adsorción y/o
coprecipitación con los precipitados de Fe y Al. Oliva J., et al (2010) demostraron que
este metal precipita como sulfato o fosfato de plomo a pH alrededor de 6,0 a 6,6;
obteniéndose eficiencias de remoción altas.
Wingelfender et al. (2005), reportan en un estudio a escala laboratorio la eliminación
casi total de Pb a pH 5,5 (PR=99,9%) y a pH 2,2 (PR=99,5%), como consecuencia de la
adición de zeolita. Estos resultados confirman la capacidad de la zeolita para obtener
una alta eficiencia de remoción de este metal.
Las concentraciones de Pb en todos los muestreos se encuentran bajo el límite máximo
permisible normado por la legislación ambiental nacional (figura 12).
0
0,05
0,1
0,15
0,2
0,25
Muestreo 1 Muestreo 2 Muestreo 3 Muestreo 4
mg/L
AMD inicial
AMD tratado
Límite máximo permisible
(TULSMA)
Figura 12. Concentración de plomo del sistema de tratamiento pasivo.
38
3.6.5 Cinc (Zn)
AMD inicial y AMD tratado: Las concentraciones de Zn del AMD inicial se
encuentran entre un máximo de 42,075 mg/L y un mínimo de 7,225 mg/L (tabla 13,
pág. 32), obteniendo valores finales en el AMD tratado que oscilan entre 0,033 mg/L y
0,01 mg/L. El porcentaje de remoción de cinc se encuentra entre un valor máximo y
mínimo de 99,95% y 99.54% respectivamente, y un valor promedio de remoción del
99,84%.
La variación de la concentración de Zn del AMD inicial se debe posiblemente a las
condiciones en la que se tomó la muestra en campo, la profundidad de la toma de
muestra del AMD inicial y a la posible precipitación del metal en las paredes del tanque
inicial. La remoción de Zn en la columna DAS-Mg podría deberse a la formación de
minerales de retención como la Hidrocincita (Zn5(CO3)2(OH)6) (Pérez López, et al.,
2011). De igual manera Rotting et al. (2008c) indican que el Zn precipita en toda la
zona de la disolución de MgO como β-Zn(OH)2 y que cerca de la entrada de la columna
DAS-Mg una pequeña cantidad de Zn precipita como Hidrocincita, redisolviendo
previamente β-Zn(OH)2 precipitada.
Wingelfender et al. (2005) muestran que la eliminación del cinc en condiciones de pH
5,5 alcanza el 93,6% de remoción, mientras que a pH más bajo (pH 2,2) alcanza una
remoción del 23,4%; evidencia que permite afirmar que a mayor pH de la solución
mayor porcentaje de remoción de dicho metal. Un estudio posterior realizado por Motsi
et al. (2009) reporta que el porcentaje de remoción de Zn fue de 67,8%, obteniéndose
una concentración final de Zn de 38,6 mg/L, después de 6 horas de contacto de 100 mL
de solución con 3,7 g de zeolita; concluyendo además que la eliminación de los iones de
metales pesados no sólo se debe al intercambio iónico sino también a la precipitación de
hidróxidos metálicos de la solución. Sin embargo en un estudio realizado por Motsi
(2010) indica que la remoción de cinc utilizando zeolita natural no fue eficiente, puesto
que su porcentaje de remoción osciló entre el 34% y 44%.
Las concentraciones de Zn correspondiente al AMD tratado se encuentran bajo el límite
máximo permisible, cumpliendo con la normativa ambiental nacional (figura 13, pág.
39).
39
3.6.6 Manganeso (Mn)
AMD inicial y AMD tratado: Las concentraciones de Mn del AMD inicial se
encuentran entre un valor máximo de 31,25 mg/L y un mínimo de 9,25 mg/L (tabla 13,
pág. 32), mientras que los valores de las concentraciones del AMD tratado oscilan entre
0,9 mg/L y 0,45 mg/L. El porcentaje de remoción de manganeso se encuentra entre un
valor máximo y mínimo de 98,37% y 94,17% respectivamente, y un valor promedio de
remoción del 96.14%.
La variación de la concentración de Mn del AMD inicial se debe posiblemente a las
condiciones en la que se tomó la muestra en campo, la profundidad de la toma de
muestra del AMD inicial y a la posible precipitación del metal en las paredes del tanque
inicial.
La eliminación de este metal pudo deberse a la presencia de Hidrocincita
(Zn5(CO3)2(OH)6) que favorece la formación de Loseyita ((Mn,Zn)7(CO3)2(OH)10) dado
que en estos minerales se han encontrado altas concentraciones de Mn (Macías 2013).
También es un estudio previo, Rotting et al (2008c) indican que el Mn2+ se remueve
debido a la oxidación a Mn3+ que promueven las partículas de óxido de magnesio
colocadas en la columna DAS-Mg.
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
Muestreo 1 Muestreo 2 Muestreo 3 Muestreo 4
mg/L
AMD inicial
AMD tratado
Límite máximo permisible
TULSMA
Figura 13. Concentración de Cinc del sistema de tratamiento pasivo.
40
Motsi et al. (2009) indican que el porcentaje de remoción de Mn2+ fue de 18,9%,
obteniéndose una concentración final de Mn2+ de 16,2 mg/L, después de 6 horas de
contacto de 100 mL de solución con 3,7 g de zeolita, concluyendo además que la
eliminación de los iones de metales pesados no sólo se debe al intercambio iónico sino
también a la precipitación de hidróxidos metálicos de la solución. Así mismo en un
estudio posterior con el uso de zeolita, Motsi (2010) demuestra que hubo eficiencias de
remoción de manganeso en un orden del 17% al 33%.
Las concentraciones de Mn correspondiente al AMD tratado se encuentran bajo el límite
máximo permisible, cumpliendo con la normativa ambiental nacional (figura 14)
3.6.7 Cadmio (Cd)
AMD inicial y AMD tratado: Las concentraciones de Cd del AMD inicial se
encuentran entre un máximo de 0,63 mg/L y mínimo de 0,08 mg/L (tabla 13, pág. 32),
mientras que las concentraciones del AMD tratado llega a valores por debajo del límite
de detección del equipo (tabla 4, pág. 19). El porcentaje de remoción de cadmio se
encuentra entre un valor máximo y mínimo de 95,24% y 80% respectivamente, y un
valor promedio de remoción del 88.54%.
La variación de la concentración de Cd del AMD inicial se debe posiblemente a las
condiciones en la que se tomó la muestra en campo, la profundidad de la toma de
0
5
10
15
20
25
30
35
Muestreo 1 Muestreo 2 Muestreo 3 Muestreo 4
mg/L
AMD inicial
AMD tratado
Límite máximo permisible
(TULSMA)
Figura 14. Concentración de manganeso del sistema de tratamiento pasivo.
41
muestra del AMD inicial y a la posible precipitación del metal en las paredes del tanque
inicial. La eliminación de Cd en el sistema de tratamiento, como lo indica Rotting et al.
(2006), debe alcanzar un pH entre 8,5 y 10 para una total eliminación de este metal,
valor que durante el experimento fue alcanzado en el punto AMD-tratado. Por otra
parte, la eliminación de Cd se debe a la precipitación de carbonato de cadmio (CdCO3)
y de hidróxido de cadmio (Cd(OH)2).
La concentración del muestreo 1 correspondiente al AMD tratado se encuentra bajo el
límite máximo permisible cumpliendo con la normativa ambiental nacional (figura 15).
Sin embargo, los muestreos posteriores se encuentran, en apariencia, sobre la normativa
ambiental, esto se debe a que los valores obtenidos en estos muestreos se encuentran por
debajo del límite de detección del equipo.
3.6.8 Sulfatos (SO42-)
AMD inicial y AMD tratado: Las concentraciones de SO42- del AMD inicial se
encuentran entre un valor máximo de 6907,94 mg/L y un mínimo de 1936,41 mg/L
(tabla 13, pág. 32), mientras que los valores de las concentraciones del AMD tratado
oscilan entre 1087,79 y 4033,42 mg/L. El porcentaje de remoción del anión sulfato se
encuentra entre un valor máximo y mínimo de 69,30% y 41,61% respectivamente, y un
valor promedio de remoción del 51,47%. La variación de la concentración de sulfatos
0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
Muestreo 1 Muestreo 2 Muestreo 3 Muestreo 4
mg/L
AMD inicial
AMD tratado
Límite máximo permisible
(TULSMA)
Figura 15. Concentración de cadmio del sistema de tratamiento pasivo.
42
del AMD inicial se debe posiblemente a las condiciones en la que se tomó la muestra en
campo y a la profundidad de la toma de muestra del AMD inicial.
La remoción de sulfatos se debe principalmente a que en la columna DAS-Mg ocurre la
remoción de metales como el Zn, Mn, Cd, Co y Ni (Rotting et al., 2006; Caraballo et
al., 2009) que precipitan en forma de hidróxidos o hidróxido-sulfatos. También, en
estudios previos se ha detectado la presencia de precipitados de sulfato-hidróxido de Zn-
Cu (Bachererita) y Fluorita, algunos de ellos sobre fragmentos tanto en la columna
DAS-Ca como en la columna DAS-Mg; además se han encontrado precipitados de
sulfato de Mg (Piris Casasnovas, 2015).
Otros estudios muestran que algunos metales responsables de la retención de sulfato son
el Zn que precipita en forma de sulfato de cinc (Micera et al., 1986); Pb en forma de
sulfato de plomo (Oliva J., et al, 2010); Cu en forma de sulfato de cobre (Rotting et al.,
2008a); Al en forma de hidroxisulfatos (Cortina et al., 2003; Rotting et al., 2008c) y Fe
en forma de Schwertmannita (Macías et al. 2012). Las concentraciones correspondientes
a todos los muestreos en el AMD tratado se encuentran sobre el límite máximo
permisible normado por la legislación ambiental nacional (figura 16).
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
8000
Muestreo 1 Muestreo 2 Muestreo 3 Muestreo 4
mg/L
AMD inicial
AMD tratado
Límite máximo permisible
(TULSMA)
Figura 16. Concentración de sulfatos del sistema de tratamiento pasivo.
43
4. CONCLUSIONES
El tratamiento de Drenaje Ácido de Mina (AMD) con el uso de zeolita natural a
escala experimental, conforme a los resultados obtenidos, ha demostrado una
alta remoción de metales presentes en las muestras de agua de la Quebrada “El
Panteón”, Parroquia Torata del Cantón Santa Rosa, Provincia de El Oro.
El pH del AMD tratado comprende valores máximo y mínimo de 8,66 y 7,59
respectivamente, obteniendo un valor promedio de 8,03 que cumple con la
normativa ambiental nacional vigente correspondiente a la Tabla 9: Límites de
descarga a un cuerpo de agua dulce, Reforma al Anexo 1, Libro VI del
TULSMA, Acuerdo Ministerial 097.
La conductividad del AMD tratado comprende valores máximo y mínimo de
4715 µS/cm y 1275 µS/cm respectivamente, obteniéndose un valor promedio de
3254 µS/cm; la tendencia muestra generalmente un aumento debido
posiblemente a la disolución del material reactivo de calcita y óxido de
magnesio en forma de iones Ca2+ y Mg2+ respectivamente, incluido los iones K+
y Na+ que corresponden a cationes de compensación de la zeolita natural,
además de la alta concentración de sulfatos encontrados a partir del muestreo 2,
en donde se ingresó AMD del recipiente 2 al sistema de tratamiento.
La concentración de los metales pesados: hierro, aluminio, cobre, plomo, cinc,
manganeso y cadmio, medidos en el AMD tratado, se encuentran bajo el límite
máximo permisible establecido en la normativa ambiental nacional vigente
correspondiente a la Tabla 9: Límites de descarga a un cuerpo de agua dulce,
Reforma al Anexo 1, Libro VI del TULSMA, Acuerdo Ministerial 097. Sin
embargo, la concentración del anión sulfato y de cadmio (muestreos 2, 3 y 4)
presentan valores sobre el límite máximo permisible por dicha normativa.
44
5. RECOMENDACIONES
Realizar investigaciones de materiales alternativos para la remoción de metales
pesados y aniones del Drenaje Ácido de Mina (AMD), a escala experimental,
por ejemplo el uso de roca contenida en las escombreras producto de las
actividades mineras.
Incrementar la proporción de lecho de zeolita natural, disminuyendo la cantidad
de adición de óxido de magnesio en la columna denominada DAS-Mg, a fin de
obtener sistemas de tratamiento pasivos menos costosos.
Aplicar y evaluar el sistema de tratamiento pasivo propuesto en los diferentes
pasivos ambientales mineros del Ecuador que contienen Drenaje Ácido de Mina
(AMD), para la remoción de metales pesados y aniones a escala experimental.
Realizar investigaciones acerca del posible aprovechamiento de los residuos
generados en las columnas de lixiviación del sistema de tratamiento.
45
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50
ANEXOS
51
ANEXO A
Fichas de campo.
FICHA DE CAMPO
Código
muestra Fecha
Sitio de
muestreo Matriz
Cuerpo
hídrico Ubicación geográfica
Recipiente 1 03/12/2015
Parroquia
Torata,
Cantón Santa
Rosa,
Provincia de
El Oro
Agua
Quebrada
“El
Panteón”
X (m) Y (m) Z (m)
627453 9604980 612
Actividades
antropogénicas
(Detallar si existen actividades como deforestación, presencia desechos
sólidos, presencia descargas líquidas, etc.)
Frente de explotación Ecuaba, toma de muestra a la salida de la bocamina.
Tipo de
muestra Simple
No. Muestras Una
Tamaño
muestras Recipiente 20 litros
FICHA DE CAMPO
Código
muestra Fecha
Sitio de
muestreo Matriz
Cuerpo
hídrico Ubicación geográfica
Recipiente 2 07/11/2016
Parroquia
Torata,
Cantón Santa
Rosa,
Provincia de
El Oro
Agua
Quebrada
“El
Panteón” -
Río Santa
Rosa
X (m) Y (m) Z (m)
626553 9602962 298
Actividades
antropogénicas
(Detallar si existen actividades como deforestación, presencia desechos
sólidos, presencia descargas líquidas, etc.)
Concesiones mineras cercanas a la Quebrada, correspondientes a minería
metálica.
Tipo de
muestra Simple
No. Muestras Una
Tamaño
muestras Recipiente 20 litros
52
ANEXO B
Fechas correspondientes del muestreo del sistema de tratamiento pasivo.
Fecha (dd/mm/aa) No. Medición in situ
21/11/2016 1
24/11/2016 2
29/11/2016 3
01/12/2016 4
02/12/2016 5
05/12/2016 6
07/12/2016 7
09/12/2016 8
12/12/2016 9
14/12/2016 10
16/12/2016 11
20/12/2016 12
53
ANEXO C
Fechas correspondientes al análisis de metales y aniones del sistema de tratamiento
pasivo.
Fecha (dd/mm/aa) Elemento(s)
analizado(s) Laboratorio Código muestra
20/10/2016 Al, Cd, Cu, Fe,
Mn, Pb, Zn y SO42-
INIGEMM AMD-T-001
25/11/2016 Al, Cd, Cu, Fe,
Mn, Pb, Zn y SO42-
INIGEMM AMD-T-002
C2-Z-001
02/12/2016 SO42- INIGEMM
AMD-T-003
C2-Z-002
09/12/2016 SO42- INIGEMM
AMD-T-004
C2-Z-003
15/12/2016 SO42- INIGEMM
AMD-T-005
C2-Z-004
24/01/2017 Al, Cd, Cu, Fe,
Mn, Pb y Zn LABFIGEMPA
AMD-T-003
AMD-T-004
AMD-T-005
C2-Z-002
C2-Z-003
C2-Z-004
54
ANEXO D
Reportes de resultados de laboratorio.
55
56
57
58
59
60
ANEXO E
Registro fotográfico.
Toma de muestra a la salida de la bocamina. Toma de muestra en la Quebrada “El Panteón”.
Medición de parámetros fisicoquímicos de las muestras de AMD y del sistema de tratamiento
pasivo.
Medición de metales y aniones de las muestras de AMD y del sistema de tratamiento pasivo.
61
Construcción del sistema de tratamiento pasivo.
Análisis granulométrico y mineralógico de la zeolita natural.