UNIVERSIDAD NACIONAL DE INGENIERIA - …cybertesis.uni.edu.pe/bitstream/uni/1078/1/inga_be.pdf · tratamiento de las aguas ácidas de mina, apoyadas sobre todo en métodos pasivos

UNIVERSIDAD NACIONAL DE INGENIERIA FACULTAD DE INGENIERÍA GEOLÓGICA, MINERA Y METALÚRGICA

SECCIÓN POSGRADO

“TRATAMIENTO DE EFLUENTES POR EL METODO DE PANTANOS ARTIFICIALES (WETLAND)”

TESIS

PARA OPTAR EL GRADO ACADEMICO DE MAESTRO EN CIENCIAS CON MENCION EN:

MINERIA Y MEDIO AMBIENTE

PRESENTADO POR:

ELFRI RUTH INGA BLANCAS

LIMA – PERÚ

2 0 1 1

D E D I C A T O R I A

A mis padres: por su gran amor y apoyo incondicional a lo largo de mi vida.

A mis hermanas: como muestra de gratitud, por la invalorable ayuda en mi formación profesional y logro de mis aspiraciones.

A Dios por ser quien soy en la vida.

AGRADECIMIENTO

En primer lugar quisiera agradecer a mis profesores de la maestría, no sólo

por los conocimientos aportados, si no por sus experiencias importantes

necesarias para el desarrollo en mi vida profesional.

Al Ingeniero Agustín Vílchez, le expreso mi gratitud por haber aceptado y

respaldado este trabajo, por sus valiosos consejos y sus oportunas fructíferas

correcciones; así como al Ingeniero Julio Tremolada, por su orientación

prestada en determinados capítulos de la tesis.

No quiero olvidar a mis compañeros de COMARSA, empresa en la que

actualmente laboro, por el apoyo en el desarrollo de la parte experimental de la

tesis, y a Ingeniero Edgar Segura, por su colaboración con respecto a la

aplicación de conceptos matemáticos.

Debo expresar mi profunda gratitud a mis padres y hermanas, por el

sentimiento de orgullo con que siempre han mirado mi trabajo. Finalmente y de

manera muy especial quisiera darle las gracias a Carlos Alcántara, por su

comprensión y el imprescindible apoyo moral que me brinda diariamente.

RESUMEN

La especial atención es la aplicación de sistemas pasivos para mejorar la

calidad de las aguas ácidas, proponiendo diferentes alternativas de

actuación.

La tesis se centra en un caso de estudio particular de la Mina COMARSA,

que se encuentra realizando trabajos de cierre mina progresivo. La

predicción de la calidad de sus aguas, así como una previsión de posibles

métodos de tratamiento que pudieran llevarse a cabo en caso de ser

necesarios, conforma el motivo principal de esta tesis.

Se propone la aplicación de diversas técnicas existentes para el

tratamiento de las aguas ácidas de mina, apoyadas sobre todo en métodos

pasivos e indicando en cada caso los materiales y requisitos necesarios para

su aplicación.

Finalmente, se presentan los esquemas del método de tratamiento pasivo

que son efectivos y viables para el caso estudiado, así como las

dimensiones de todos los parámetros necesarios para su construcción.

ABSTRACT

The special attention is the application of passive systems to improve the

quality of the acids waters, and different alternatives of performance are

proposed.

The thesis is a study carried out in the COMARSA Mine, which it is working

in close of progressive mine. The predictions of the water quality, as well as

the valuation of possible treatment systems, in case of necessary, are the

main aims of this thesis.

The applications of diverse technologies to treat acids waters drainage of

mining, supported especially on passive systems are proposed here,

indicating in every case the materials and requirements needed for its

application.

Finally, the most effective and viable methods of treatment for the studied

case are presented, as well as the design and all the parameters required for

its construction.

I N D I C E PAGINA

INTRODUCCION i. Exposición del problema………………………………………….

ii. Hipótesis……………………………………………………………

iii. Objetivos……………………………………………………………

iii.1 Objetivos Generales……………………………………………… iii.2 Objetivos Específicos…………………………………………….

iv. Importancia y Justificación del Estudio…………………………

CAPITULO I: MARCO TEORICO

1.1 Impactos provocados por el almacenamiento de desmonte……... 1.2 Mecanismo de generación de aguas ácidas……………………….

1.3 Tratamiento de aguas ácidas………………………………………..

1.4 Definición de pantano artificial………………………………………

1.5 Zona Aeróbica y Anaeróbica en un pantano artificial……………... 1.5.1 Zona Aeróbica en un sistema wetland……………………………...

1.5.2 Zona Anaeróbica en un sistema wetland…………………………...

1.6 Sistema Biológico en un pantano artificial………………………….

1.7 Mecanismo de las bacterias sulfato reductoras desulfovibrio…..

1.8 Ciclo del azufre………………………………………………………. 1.8.1 El rol de los microorganismos en el ciclo del azufre…………..…

1.8.2 Reducción natural en el ciclo del azufre…………………………..

1.8.3 Otras reacciones de microorganismos en el ciclo del azufre…..

1.9 Selección del área para la construcción del pantano artificial…

1.10 Diseño Hidráulico de un pantano artificial………………………..

1.11 Substratos usados en el pantano artificial………………………..

1.12 Plantas acuáticas……………………………………………………

1.13 Mecanismo de adsorción de las plantas acuáticas……………..

7

9

9

10

10

11

12

13

13

14

15

19

20

20

21

22

23

24

24

25

26

28

32

36

38

41

PAGINA

1.14 Procesos involucrados en los pantanos artificiales………………. 1.15 Parámetros críticos en el sistema de pantanos artificiales………

1.16 Criterios para la construcción de un pantano artificial…………… CAPITULO II: DATOS HISTORICOS

2.1 Tratamiento de aguas residuales de alcantarillas………………….. 2.2 Efluentes líquidos purga en plantas de procesos metalúrgicos… 2.2 Mecanismo Electroquímico…………………………………………… 2.3 Tratamiento de Drenajes ácidos……………………………………… 2.4 Otras Investigaciones y estudios……………………………………...

2.5 Estándares de Calidad Ambiental (ECAs)…………………………... CAPITULO III: ANALISIS DEL METODO DE PANTANO ARTIFICIAL (WETLAND) 3.1 Concepto del método de pantano artificial…………………………...

3.2 Origen y experiencias en otras minas………………………………..

3.2.1 Origen……………………………………………………………………

3.2.2 Experiencias en otras minas………………………………………….. 3.3 Análisis del proceso y su comportamiento………………………….. 3.3.1 Sistema Pasivo de Medio Inorgánico (IMPs)………………………

3.3.2 Sistema de Flujo sub superficial con actividad bacteriana

Sulfato reductora………………………………………………………..

3.3.3 Sistema tipo “Humedal”………………………………………………..

3.3.4 Sistema Semi – Pasivos……………………………………………….

3.4 Importancia del método de pantano artificial………………………..

3.5 Mecanismo de depuración de los contaminantes…………………...

3.6 Capacidad de eliminación de contaminantes………………………..

42

43

44

47

47

47

48

56

56

37

60

60

61

61

62

70

71

77

80

95

96

98

102

PAGINA

CAPITULO IV: ASPECTOS GENERALES DEL PROYECTO 4.1 Ubicación del proyecto…………………………………………………. 4.2 Accesibilidad……………………………………………………………. 4.3 Climatología……………………………………………………………..

4.4 Geología………………………………………………………………… 4.5 Características de las rocas…………………………………………..

4.5.1 Rocas que no son generadoras de acidez…………………………...

4.5.2 Rocas que generan acidez……………………………………………. CAPITULO V: EVALUACION EXPERIMENTAL

5.1 Caracterización de los efluentes……………………………………… 5.2 Pruebas Experimentales………………………………………………. 5.2.1 Prueba de neutralización con caliza variando la granulometría……

5.2.2 Cinética de degradación con caliza en rango ácido y alcalino…….

5.2.3 Evaluación de neutralización con diferentes substratos usados

en el pantano artificial………………………………………………….

5.2.4 Pruebas experimentales en el pantano artificial (nivel laboratorio) empleando diferentes configuraciones de substratos……………..

5.3 Discusión de los resultados de las pruebas experimentales……..

5.3.1 Neutralización con caliza variando granulometría…………………

5.3.2 Cinética de degradación con caliza en rango ácido y alcalino…...

5.3.3 Evaluación de características en neutralización de los substratos

5.3.4 Pantano artificial (nivel laboratorio) a diferentes configuraciones..

5.4 Sistema de tratamiento pasivo (wetland) a nivel piloto……………

5.4.1 Determinación del área total del pantano artificial…………………

5.4.2 Cálculos del área y cantidad de materiales por fases a escala

Piloto…………………………………………………………………….

106

106

106

107

108

108

109

109

113

113

114

114

120

130

140

150

150

150

151

155

155

156

162

PAGINA

5.4.3 Área real a utilizarse en el wetland por cada fase…………………...

5.4.4 Cantidad de substratos a utilizarse en el wetland nivel piloto………

5.4.5 Descripción del proceso wetland en su diseño a escala piloto……. 5.4.6 Parámetros de diseño del pantano artificial a escala piloto………..

5.4.7 Caudal y tiempo de retención del efluente a tratarse en el

pantano artificial a escala piloto……………………………………...

CAPITULO VI: ANALISIS DE ESTRATEGIA ACTUAL DEL PANTANO ARTIFICIAL – ESCALA PILOTO

6.1 Análisis de los resultados a escala piloto……………………………

6.2 Definición………………………………………………………………..

6.3 Estimación de la Inversión…………………………………………….

CAPITULO VII: PLANTEAMIENTO DEL PROYECTO A NIVEL INDUSTRIAL

7.1 Introducción…………………………………………………………….

7.2 Objetivos y alcances…………………………………………………..

7.3 Selección del área…………………………………………………….

7.4 Selección de materiales y equipos según área calculada…………

7.4.1 Descripción por cada banco wetland………………………………..

7.4.2 Substratos y/o necesarios…………………………………………….

7.4.3 Total substratos a emplearse en el tratamiento de aguas ácidas..

7.5 Dimensionamiento para el serpentín wetland Nº1………………….

7.6 Dimensionamiento para el serpentín wetland Nº 2…………………

7.7 Esquema del diagrama de flujo a escala industrial…………………

CAPITULO VIII: EVALUACIÓN DE COSTOS PARA EL PROYECTO A NIVEL INDUSTRIAL

169

170

171

180

181

183

183

188

189

190

190

191

192

193

193

194

197

201

202

203

PAGINA

205

8.1 Costo de la piedra caliza………………………………………………

8.1.1Transporte de la piedra caliza (CaCO3)……………….

8.1.2Chancado de la piedra caliza a granulometría -3/4”………………. 8.2 Costo de guano y/o estiércol…………………………………………. 8.3 Costo de recolección de plantas acuáticas………………………….

8.4 Costo de tierra negra (húmica)………………………………………. 8.5 Costo de materiales y/o accesorios………………………………….

8.6 Costo de mano de obra – Construcción wetland…………………... 8.7 Inversión total del proyecto…………………………………………… 8.8 Evaluación de los costos de operación y mantenimiento…………. 8.8.1Costo de supervisión………………………………………………….. 8.8.2Costo de renovación de piedra caliza………………………………..

CAPITULO IX: CONCLUSIONES …………………………………… REFERENCIAS BIBLIOGRAFICAS…………………………………….... ANEXOS………………………………………………………………………

205

206

207

210

210

212

212

214

214

215

215

216

218

226

228

L I S T A D E T A B L A S

PAGINA

Tabla Nº1.1.- Correlación lineal de primer orden para el ión As………..

Tabla Nº2.1.- Degradación natural del cianuro en balsas estériles…….

Tabla Nº2.2.- Categoría 3: Riego de vegetales y bebida de animales…

Tabla Nº3.1.- Correlación lineal de primer orden para el ión Fe………..

Tabla Nº4.1.- Resumen de datos meteorológicos del año 2010………..

Tabla Nº5.1.- Resumen de análisis por ICP de las aguas ácidas………

Tabla Nº5.2.- Neutralización con caliza variando la granulometría…….

Tabla Nº5.3.- Degradación de la caliza en rango ácido a +3/4”………...

Tabla Nº5.4.- Degradación de la caliza en rango alcalino a +3/4”………. Tabla Nº5.5.- Degradación de la caliza en rango ácido a -3/4”…………..

Tabla Nº5.6.- Degradación de la caliza en rango alcalino a -3/4”………..

Tabla Nº5.7.- Evaluación de características neutralizantes con aserrín...

Tabla Nº5.8.- Evaluación de características neutralizantes con tierra…...

Tabla Nº5.9.- Evaluación de características neutralizantes con guano….

Tabla Nº5.10.-Evaluación de características neutralizantes con compost.

Tabla Nº5.11.-Resumen de parámetros de diseño a escala piloto……….

Tabla Nº7.1.- Total de substratos a utilizarse a escala industrial……….

Tabla Nº7.2.- Total de substratos a utilizarse en el Serpentín Nº1…….

Tabla Nº7.3.- Total de substratos a utilizarse en el Serpentín Nº2……..

Tabla Nº8.1.- Distancia de transporte en recolectar plantas acuáticas.

Tabla Nº8.2.- Materiales que se usaran en la construcción del wetland

Tabla Nº8.3.- Resumen de la inversión total del proyecto………………

Tabla Nº8.4.- Resumen de costos de supervisión y mantenimiento...…

36

55

62

106

110

117

120

125

127

130

131

134

137

139

142

183

202

205

206

214

216

218

220

L I S T A D E D E F I G U R A S PAGINA

Fig.Nº1.1.- Esquema del proceso de generación de aguas ácida de

roca…………………………………………………………………………….

Fig.Nº1.2.- Tratamiento de aguas ácidas- método HDS; Cia. Minera

Panamerican Silver – Quiruvilca.………………………….......................

Fig.Nº1.3.- Neutralización orgánica, tratamiento pasivo (wetland) Cia.

Buenaventura (Orcopampa)………………………………………………...

Fig.Nº1.4.- Esquema del ciclo del azufre para depósitos minerales……

Fig.Nº1.5.- Curva de cinética simulado para el ión As experimentado

en pruebas de botella……………………………………………………….

Fig.Nº1.6.- Difusión de los gases a través del sistema lagunar de las

plantas acuáticas en los humedales (Younger, 1997)…………………...

Fig.Nº2.1.- Humedal anaeróbio (Mastellar, Garret County, Maryland,

USA)…………………………………………………………………………...

Fig.Nº2.2.- Sistema tipo RAPs (Jennings site, Butler County,

Pennsylvania, USA)………………………………………………………….

Fig.Nº2.3.- Cascada de aireación (Wooley, Yorkshire, Inglaterra)……..

Fig.Nº2.4.- Descarga de agua ferruginosa de una celda de

sedimentación (Wooley,Yorkshire, Inglaterra)…………………………….

Fig.Nº2.5.- Esquema propuesto por Smith y Mudder (1991) para un

tratamiento de residuos de cianuración mediante sistema pasivo……..

Fig.Nº3.1.- Humedal natural donde se vierten aguas cianuradas (mina

Cannon, Wenatchee, Washington, USA)………………………………….

Fig.Nº3.2.- Construcción de un sistema tipo ALD (Mina Fe,

Salamanca)…………………………………………………………………...

Fig.Nº3.3.- Cascada de aireación en funcionamiento (Mina Salamanca

España)………………………………………………………………………..

Fig.Nº3.4.- Construcción de una barrera permeable reactiva

(Aznalcollar – Sevilla)………………………………………………………..

18

20

22

30

36

44

56

56

57

57

58

73

77

79

81

PAGINA

Fig.Nº3.5.- Humedal aerobio (Jennings site, Butler County,

Pennsylvania, USA)…………………………………………………………

Fig.Nº3.6.- Distribución del caudal (mina Salamanca-España)…………

Fig.Nº3.7.- Curva cinética para la capacidad de eliminación del ión Fe.

Fig.Nº4.1.- Precipitaciones Mensuales referente al año 2010……….....

Fig.Nº4.2.- Fotos de las muestras N°1 y 2, estudiadas en el logueo……..

Fig.Nº4.3.- Fotos de las muestras N° 3 y 4, estudiadas por logueo……… Fig.Nº5.1.- Grafica de granulometría vs tiempo………………………….

Fig.Nº5.2.- Grafica Caliza a granulometría 2”.............................................

Fig.Nº5.3.- Grafica Caliza a granulometría 1”……………………………… Fig.Nº5.4.- Gráfica Caliza a granulometría 3/4”…………………………….

Fig.Nº5.5.- Gráfica Caliza a granulometría 1/2”…………………………….

Fig.Nº5.6.- Gráfica Caliza a granulometría 1/4”…………………………….

Fig.Nº5.7.- Gráfica Degradación Caliza +3/4”- Rango Ácido……………...

Fig.Nº5.8.- Gráfica Fase rango ácido a+3/4”: pH Vs tiempo………………

Fig.Nº5.9.- Gráfica Fase Rango Ácido a +3/4”: ppm Vs tiempo…………..

Fig.Nº5.10.-Fase rango alcalino a +3/4”: pH Vs tiempo……………………

Fig.Nº5.11.-Fase rango alcalino a +3/4”: ppm Vs tiempo………………….

Fig.Nº5.12.-Fase rango ácido a -3/4”: pH Vs tiempo…………………….

Fig.Nº5.13.-Fase rango ácido a -3/4”: ppm Vs tiempo……………………..

Fig.Nº5.14.-Fase rango alcalino -3/4”: pH Vs tiempo………………………

Fig.Nº5.15.-Fase rango alcalino -3/4”: ppm vs tiempo……………………..

Fig.Nº5.16.-Substrato aserrín: pH Vs tiempo……………………………….

Fig. Nº5.17.-Substrato aserrín: ppm Vs tiempo……………………………..

Fig.Nº5.18.-Substrato tierra negra: pH Vs tiempo………………………….

Fig.Nº5.19.-Substrato tierra negra: ppm Vs tiempo………………………...

Fig.Nº5.20.-Substrato guano: pH Vs tiempo………………………………..

Fig.Nº5.21.-Substrato guano: ppm Vs tiempo………………………………

Fig.Nº5.22.-Substrato compost: pH Vs tiempo……………………………...

Fig.Nº5.23.-Substrato compost: ppm Vs tiempo……………………………

86

100

106

111

113

114

119

121

121

122

122

123

126

126

127

128

128

130

131

132

132

135

135

137

138

140

140

142

143

PAGINA

Fig.Nº5.24.-Esquema del perfil del tratamiento pasivo (nivel laboratorio)..

Fig.Nº5.25.- Vista panorámica del tratamiento pasivo a nivel laboratorio..

Fig.Nº5.26.- Vista de la construcción del tratamiento pasivo (wetland)….. Fig.Nº5.27.- Seguimiento topográfico en la construcción de las celdas…

Fig.Nº5.28.- Vista muro de contención (protección sistema pasivo)……..

Fig.Nº5.29.- Componentes del wetland en la Qda. Desaguadero………..

Fig.Nº5.30.- Cascada de aireación (wetland piloto)- Comarsa……………

Fig.Nº5.31.- Sistema de aireación antes del tratamiento en el humedal…

Fig.Nº5.32.- Celda de paso (poza de distribución) antes del tratamiento..

Fig.Nº5.33.- Celdas de tratamiento pasivo (wetland)………………………

Fig.Nº5.34.- Cajón de recepción del sistema pasivo……………………….

Fig.Nº5.35.- Poza de plantas acuáticas……………………………………..

Fig.Nº7.1.- Perfil de una celda wetland…………………………………….

Fig.Nº7.2.- Vista en planta del banco wetland a escala industrial…….

144

145

159

161

162

164

175

176

178

181

182

183

196

207

RESUMEN

La especial atención es la aplicación de sistemas pasivos para mejorar la

calidad de las aguas ácidas, proponiendo diferentes alternativas de

actuación.

La tesis se centra en un caso de estudio particular de la Mina Comarsa,

que se encuentra realizando trabajos de cierre mina progresivo. La

predicción de la calidad de sus aguas, así como una previsión de posibles

métodos de tratamiento que pudieran llevarse a cabo en caso de ser

necesarios, conforma el motivo principal de esta tesis.

Se propone la aplicación de diversas técnicas existentes para el

tratamiento de las aguas ácidas de mina, apoyadas sobre todo en métodos

pasivos e indicando en cada caso los materiales y requisitos necesarios para

su aplicación.

Finalmente, se presentan los esquemas del método de tratamiento pasivo

que son efectivos y viables para el caso estudiado, así como las

dimensiones de todos los parámetros necesarios para su construcción.

ABSTRACT

The special attention is the application of passive systems to improve the

quality of the acids waters, and different alternatives of performance are

proposed.

The thesis is a study carried out in the Comarsa Mine, which it is working in

close of progressive mine. The predictions of the water quality, as well as the

valuation of possible treatment systems, in case of necessary, are the main

aims of this thesis.

The application of diverse technologies to treat acids waters of mining,

supported especially on passive systems are proposed here, indicating in

every case the materials and requirements needed for its application.

Finally, the most effective and viable methods of treatment for the studied

case are presented, as well as the design and all the parameters required for

its construction.

10

INTRODUCCIÓN

La magnitud del impacto que las aguas de mina pueden producir en las

aguas superficiales y subterráneas del entorno, no sólo está en función de

sus características físico-químicas, sino también del régimen de flujo y de la

magnitud del curso de agua al que vayan a parar. Los sistemas

convencionales para el tratamiento de aguas ácidas, suelen acarrear

elevados costos de operación y mantenimiento, que si bien durante la vida

de la mina son económicamente viables, pueden llegar a ser difícilmente

sostenibles una vez abandonada la actividad productiva. Es por ello que

COMARSA tiende a buscar nuevas alternativas que siendo igualmente

eficaces supongan menores costos.

Las denominadas tecnologías pasivas utilizan los procesos naturales

químicos y biológicos que mejoran la calidad del agua. Idealmente, un

tratamiento pasivo no requiere utilización de reactivos químicos y poco o

nada de requerimientos en cuanto a operación y mantenimiento. Los

sistemas de tratamiento pasivo utilizan procesos de eliminación de

contaminantes que son más lentos que los correspondientes a los utilizados

en los sistemas de tratamiento convencional, por lo que, para lograr

11

resultados similares, se requieren mayores tiempos de reacción y mayores

superficies de tratamiento.

El objetivo de aplicar sistemas de tratamiento pasivo a las aguas ácidas,

cualquiera que sea su origen, es intensificar los procesos naturales de

mejora de la calidad de las aguas, de forma que tengan lugar dentro del

sistema de tratamiento y no en las aguas receptoras. Dos factores

importantes que determinan si el objetivo se puede alcanzar con resultados

satisfactorios, son la cinética de los procesos de eliminación de

contaminantes y el tiempo de retención de la solución portadora de los

contaminantes en el sistema de tratamiento. A veces, en el caso de un

emplazamiento minero particular, el tiempo de retención está limitado por la

disponibilidad de terreno suficiente. Sin embargo, la cinética de los procesos

de eliminación de contaminantes se puede modificar actuando sobre las

condiciones medio-ambientales que existen dentro del sistema concreto de

tratamiento.

Normalmente, el tamaño de un sistema de tratamiento se selecciona

haciendo un balance del espacio disponible y los costos de construcción

frente a la calidad del agua influente y los costos de posibles tratamientos

químicos alternativos. La solución objeto de descontaminación puede ser

tratada con un sistema pasivo previo o posterior a un sistema de tratamiento

químico, con la finalidad de reducir los costos de tratamiento definitivo del

agua o como una potencial alternativa parcial al tratamiento químico puro.

12

Finalmente, se pretenden establecer y/o sugerir criterios de diseño de un

sistema pasivo final a escala real para el efluente residual, tras el cierre final

de la mina, avalado por el análisis integrado de la eficiencia de sistemas

desarrollados en campo (escala piloto) y laboratorio.

i. Exposición del problema

Especialmente desde la última década del siglo pasado se ha venido

estudiando con gran intensidad la posibilidad de utilización de tratamientos

pasivos aplicados al agua de mina; el objetivo del presente trabajo es la

evaluación de las posibilidades que este tipo de tratamiento ofrecen para

eliminar los metales disueltos presentes en efluentes (aguas ácidas) de las

filtraciones en los botaderos.

El estudiar la posibilidad de aplicación de este proceso a nuestros

efluentes ácidos producto de las filtraciones de los depósitos de desmontes

en los botaderos, los cuales se encuentran en etapa de cierre progresivo,

nos permitirá evaluar técnica y económicamente la viabilidad de implementar

el proceso pasivo en diferentes botaderos. Si los resultados obtenidos son

positivos, este nuevo proceso se implementaría a los demás Tajos y

botaderos, que se encuentran actualmente en operación.

ii. Hipótesis

La aplicación del sistema de Pantanos Artificiales (Wetland) mejorará la

calidad del efluente para que se adecue a las normas vigentes.

13

iii. Objetivos

iii.1 Objetivo General

Aplicar el proceso de Pantanos Artificiales (Wetland) para el

tratamiento de los efluentes que permitan mejorar su calidad a menor

costo de tratamiento en comparación con los procesos

convencionales.

El objetivo principal de este proyecto de investigación es la

profundización en el conocimiento y aplicación de la biorremediación

como medida correctora de los impactos ambientales de agua

contaminada con metales pesados y en particular de los drenajes de

ácidos de mina de gran interés para Comarsa como parte de su cierre

progresivo de mina.

Los objetivos del presente proyecto son:

Seleccionar un sistema de tratamiento pasivo de las filtraciones de

aguas ácidas generadas en la parte baja de las filtraciones del

Botadero Norte de Tentadora (dique Desaguadero), en la

Quebrada Desaguadero, cuyas aguas escurren hacia el río

Ucumal.

Alcanzar una calidad de agua de la quebrada Desaguadero dentro

de los Límites Máximos Permisibles (LMP) establecidos en los

ECAs (Estándares de Calidad Ambiental) aplicable en aguas para

riego y bebida de animales.

14

Determinar y/o fijar los principales criterios de diseño para el

proyecto a ejecutarse.

iii.2 Objetivos específicos

Conocer el proceso de Pantanos artificiales (Wetland) y sus

posibles ventajas y desventajas con respecto a otros procesos.

Diseñar y construir una planta piloto experimental de Pantanos

artificiales (Wetland).

Conocer la influencia y relevancia de la naturaleza del substrato y

del caudal del afluente.

Estudiar el mecanismo químico y los componentes que forman

parte del proceso.

Calcular los rendimientos y eficacia en la depuración de estas

aguas contaminadas con metales pesados combinando las

variables: caudal, tipo de substrato, especie vegetal, tipo de flujo.

Evaluación de costos de inversión y de operación de este proceso

de Pantanos artificiales (Wetland).

Proponer una buena estrategia a la compañía para el desarrollo

del proyecto a escala industrial.

15

iv. Importancia y justificación del estudio

iv.1 Importancia.

La función más importante de un proceso de Pantanos artificiales es

mejorar notablemente la calidad del efluente. El proceso de Pantanos

artificiales (Wetland) suministra efectividad y bajos costos de

tratamiento para diversos tipos de efluentes, removiendo grandes

cantidades de contaminantes incluyendo materia orgánica, sólidos en

suspensión, metales pesados y exceso de nutrientes, sedimentación,

filtración natural y otros procesos.

iv.2 Justificación del estudio

El presente proyecto se justifica porque permitiría la aplicación de

un nuevo proceso para el tratamiento de nuestros efluentes, siempre

en cuando la evaluación técnica-económica lo permita.

16

CAPITULO I

MARCO TEORICO

1.1 Impactos provocados por el proceso de almacenamiento de

desmonte (botaderos)

Los fenómenos de contaminación provocados por lixiviados procedentes

de almacenamiento de desmonte (botaderos); son unos de los problemas

principales de contaminación de aguas subterráneas y superficiales en áreas

mineras. Esta forma de contaminación además, puede producir no solo

durante la fase activa de la mina, si no también mucho tiempo después de su

cierre.

Una mala gestión en los botaderos de desmontes pueden finalizar en las

descargas de aguas con concentraciones elevadas de elementos disueltos,

así como de sólidos en suspensión en los cauces. Estos sedimentos,

pueden incluir partículas reactivas como sulfuros, además contribuyen a la

perdida de oxígeno disuelto del agua, pudiendo provocar serios problemas

en la fauna acuática.

Todos estos cambios químicos, están dirigidos por una serie de reacciones

debidas a la interacción agua-roca. Hay que tener en cuenta, que antes que

los minerales y el carbón sean explotados, son químicamente estables en el

17

entorno en el que se encuentran. Sin embargo, cuando comienza la minería,

muchos minerales son vulnerables a sufrir alteraciones debidas a la

influencia del ambiente atmosférico oxidante y con cierta saturación en agua.

La calidad empeora debido a la disolución de varios minerales secundarios y

de minerales alterados por procesos de oxidación.

1.2 Mecanismo de generación de aguas ácidas

El principal mecanismo responsable de la generación de aguas ácidas es

la oxidación de la pirita (FeS2), cuyo proceso se resume en la siguiente

ecuación:

FeS2 + 15/4 O2 + 7/2 H2O Fe(OH)3 + 2 SO4= + 4 H+ …….. (1) Las siguientes tres reacciones representan los pasos en la oxidación de la

pirita para generar hidróxido férrico Fe(OH)3, SO4 2- y acidez protónica H+

(Younger, 2005):

FeS2 + 7/2 O2 + H2O Fe2+ + 2 SO42- + H+ ……….. (2)

Fe2+ + 1/4H2O + H+ Fe3+ + 1/2 H2O ………. (3)

Fe3+ + 3 H2O Fe (OH)3 + 3 H+ ....……. (4)

Los procesos de meteorización de otros sulfuros metálicos como la

esfalerita (ZnS), galena (PbS), calcopirita (CuFe)S2, etc; extienden a

provocar la adición de iones sulfato y de sus metales correspondientes a la

solución acuosa. Esto es, considerando un metal divalente genérico, M2+ la

mayoría de los sulfuros se ajustan a la formula MS y el proceso de

meteorización de estos minerales procede así:

MS + 2O2 M2+ + SO42- ………… (5)

18

Además, en muchas ocasiones, la acidez de las aguas derivadas de la

oxidación de la pirita es tan marcada, que determinados minerales arcillosos

logran solubilizarse y pasar a solución, liberando Al3+ al medio hídrico.

Todas estas sustancias químicas introducidas en las aguas son las que

van a provocar cambios químicos en ellas, derivando en aguas

generalmente de mala calidad por sus elevados contenidos de metales

disueltos y su alta acidez.

Fig. N°1.1.- Esquema del proceso de generación de aguas ácida de roca La Figura N°1.1 esquematiza cómo tiene lugar este proceso de generación

de aguas ácidas de roca.

1.3 Tratamiento de las aguas ácidas

El tratamiento del drenaje ácido de mina (DAM) puede ser por métodos

físicos, químicos y/o métodos biológicos, el modo y aplicación de procesos

de tratamiento puede ser por neutralización - precipitación, siendo este

método el más usado en la industria minera de tratamiento de DAM.

19

1.3.1 Sistemas de tratamiento activo

Este proceso comprende la neutralización del efluente ácido

proveniente de las operaciones de minería y beneficio a través de la

adición de álcalis tales como cal, piedra caliza, soda cáustica y

carbonato de sodio, coagulantes inorgánicos y floculantes orgánicos,

obteniéndose un agua tratada que cumple con los estándares de la

legislación nacional y lodos de composición química muy estables.

“El tratamiento activo es la mejora de la calidad del agua mediante

métodos que requieren de la participación de fuentes de energía

artificiales y/o activos (bio) químicos”.

La Neutralización/Precipitación con cal es el método más común y

de mayor aceptación, la acidez es neutralizada; los metales y el SO4=

son precipitados. La Cal se transforma de CaO o Ca(OH)2 en CaSO4.

Me2+ /Me3++H++SO42-+ Ca(OH)2 Me(OH)2/Me(OH)3 + CaSO4 + H2O

(*) Lodos

¿Por qué Neutralización con Cal?

– Permite cumplir con los límites de descarga para metales pesados.

– Puede manejar grandes caudales.

– Los costos son bajos en comparación con otras alternativas.

– Sistemas de tratamiento simple.

– Los lodos puede ser almacenados de manera segura.

20

Fig. N°1.2.- Tratamiento aguas ácidas- mètodo HDS;Cia. Minera Panamerican Silver-Quiruvilca.

Etapas Comunes de los Sistemas activos (tratamiento con Cal):

Control de pH.

- pH 8 sólo para Fe

- hasta 11 para Cd ó 10.5 para Ni

- típicamente 9.0-9.5 para soluciones de varios metales

pesados (Fe, Zn, Cu, Pb…).

Mezcla/retención

- Permite la disolución de la cal y la precipitación de los

metales.

Aireación

- Permite la oxigenación para acelerar la oxidación y pueda

formar los hidróxidos con los diferentes metales presentes en

la solución.

PPLLAANNTTAA DDEE TTRRAATTAAMMIIEENNTTOO DDEE AAGGUUAASS ÁÁCCIIDDAASS MMEETTOODDOO HHDDSS

21

Sedimentación/Decantación - En esta etapa la separación del líquido y sólido se realiza

mediante grandes equipos llamados espesadores, lo cual

permite que lo sólidos decanten con la ayuda de un floculante

que se adiciona en las cantidades requeridas para cada

calidad de agua tratada.

Filtración

- Siendo la última etapa, aquí el agua tratada deberá estar

dentro de la calidad requerida; manteniendo los estándares

establecidos para la clase III (riego y bebida de animales),

según lo estipulan las normas y legislación vigente.

1.3.2 Sistemas de tratamiento pasivo Los sistemas pasivos son aplicables, cuando suelen responder

mejor a un análisis costo/beneficio desde el punto vista económica y

medioambiental. Así, las denominadas tecnologías pasivas utilizan los

procesos naturales químicos y biológicos que mejoran la calidad del

agua. Idealmente, un tratamiento pasivo no requiere utilización de

reactivos químicos y poco o nada de mantenimiento.

22

Fig. N°1.3.- Neutralización orgánica, tratamiento pasivo (Wetland) – Cia. Buenaventura (Orcopampa)

1.4 Definición de pantano artificial

Los sistemas de diseño y construcción de Pantanos artificiales (Wetland)

consisten en substratos saturados, vegetación y/o plantas emergentes,

sumergidas, agua y microorganismos que simulan un pantano natural. Las

diversas reacciones que se generan naturalmente en el proceso involucran

un incremento del pH, una reducción significativa de sulfatos y un aumento

en la precipitación de metales por las plantas nutrientes, por precipitación

como minerales sulfurados en el ambiente del substrato interior y por simple

filtración natural. Las plantas acuáticas emiten a través de sus raíces

oxígeno atmosférico y anhídrido carbónico, que favorecen la acción oxidante

de las bacterias en el substrato rico en materia orgánica. Reacciones

químicas y de descomposición biológica generan ruptura y transformación

de sustancias complejas a sustancias simples. Las plantas acuáticas

23

remueven nutrientes a través del proceso de absorción y asimilación,

produciéndose biomasa.

El oxígeno es producido en abundancia, incrementándose el contenido de

oxígeno disuelto en el agua y en el suelo en la vecindad inmediata de las

raíces de plantas acuáticas, incrementándose la capacidad del sistema para

descomposición aeróbica bacteriana de contaminantes y para sostener y/o

mantener una amplia variedad de organismos acuáticos consumidores de

oxígeno, algunos de los cuales van asimilar contaminantes adicionales.

1.5 Zona aeróbica y anaeróbica en un pantano artificial (Wetland)

1.5.1 Zona aeróbica en un sistema Wetland

En las zonas aeróbicas las bacterias promueven la oxidación del

hierro, manganeso y otros metales pesados hacia estados más

insolubles generando la precipitación de dichos metales como

hidróxidos y como consecuencia de estos remueven los

contaminantes primarios presentes en el drenaje ácido de mina,

adicionalmente, a través del mecanismo de adsorción estos

precipitados también pueden remover cantidades significativas de

elementos traza.

En la zona aeróbica las reacciones típicas vía acción microbiana son

las siguientes:

4 Fe+2 + O2 + 10 H2O 4 Fe (OH)3 + 8 H+ 2 O2 + H2S SO4= + 2 H+

2 H2O + 2 N2 + 3 O2 4 NO2- + 4 H+

24

Si la remoción de contaminantes involucra un proceso aeróbico, el

Wetland deberá ser construido de tal forma que el agua permanece y

circula sobre la superficie del substrato. Las reacciones aeróbicas

generan iones hidrógeno.

1.5.2 Zona anaeróbica en un sistema wetland

En esta zona se remueven los componentes orgánicos, hierro,

metales, amoniaco y sólidos en suspensión. En la zona anaeróbica

las reacciones típicas a través de la acción microbiana son:

4 Fe+2 (OH)3 + CH2O + 8 H+ 4 Fe +2 + CO2 + 11 H2O 3 CH2O + 2N2 + 3H2O 4 NH3 + 3 CO2 SO4= + 2 CH2O H2S + 2 HCO3-

SO4-2 + 8 H+ + 8 e- S-2 + 4 H2O

En las reacciones el componente CH2O simboliza el material

orgánico existente en el substrato.

En la zona anaeróbica la remoción de los metales pesados y

sulfatos es importante debido a que el material orgánico existente en

el Wetland, estimula el desarrollo de la bacteria reductora de sulfatos,

esta bacteria transforma el SO4= del drenaje ácido de mina en sulfuro

de hidrógeno (H2S) y en agentes nutritivos carbónicos y/o

bicarbonatos.

La generación de subsiguientes reacciones del H2S, HCO3-, NH3

hacia el agua ácida de mina es fundamental en la remoción y/o

25

precipitación de metales como sulfuros y al mismo tiempo

aumentando el pH del medio. Es evidente que las reacciones

anaeróbicas son aproximadamente el reverso de las reacciones

aeróbicas, ambas zonas existen en un Wetland.

Si la remoción de contaminantes involucra a un proceso anaeróbico

el Wetland deberá ser construido en forma tal que el flujo de agua

ácida atraviese completamente el substrato. La preponderancia de la

zona anaeróbica en un Wetland es bien acentuada cuando en el

proceso la remoción de contaminante se manifiesta por consumo de

iones hidrógeno.

1.6 Sistema biológico en un pantano artificial

Estos sistemas aprovechan la capacidad de las bacterias, como la

“Desulphovibrio Desulfuricans”, para reducir en un medio anaeróbico los

sulfatos que transportan los efluentes produciendo precipitados sulfurados

de los metales disueltos.

Los dos componentes básicos en el Sistema Wetland son:

a) Fracciones Orgánicas.

Los compuestos biológicos en general contienen diferentes grupos

funcionales. Estos grupos producen una variedad de reacciones con

los iones metálicos en solución, disminuyendo la concentración de

éstos en los efluentes.

26

b) La Reducción Biológica de Sulfatos.

Que remueve acidez y produce sulfuro de hidrógeno, el cual dependiendo

del pH permite la formación de sulfuros de metal insolubles los cuales

precipitan.

1.7 Mecanismos de bacterias sulfatoreductoras (desulphovibrio SP)

Este tipo de materia reduce el sulfato en el agua de mina, para producir

sulfuro de hidrógeno y bicarbonatos.

2 CH2O + SO4-2 H2S + 2HCO3-

El sulfuro de hidrógeno resultante (H2S) reacciona con los metales pesados

en el agua de mina, produciéndose la precipitación de ellos como sulfuros:

Cu +2 CuS Zn +2 + H2S ZnS + 2H+ Pb +2 PbS

A pesar de que la reacción antes descrita produce acidez, la reacción

reductora de sulfato produce más alcalinidad (un mol en exceso sobre la

acidez producida) y así prevalecen las condiciones alcalinas.

HCO3- + H+ CO2 + H2O

Al elevarse el pH del efluente, algunos metales forman hidróxidos u óxido y

precipitan.

Me3+ + 2H2O Me (OH)3 + 3H+ Donde Me = metal.

27

Las variaciones de los contenidos de hierro en solución; se debe a

movimientos del ión hierro en las botellas de biodegradación.

2Fe+3 + H2S 2Fe+2 + S + H+

Finalmente, se estabiliza precipitando como carbonato de hierro. Fe+2 + HCO3- + OH- FeCO3 + H2O

1.8 Ciclo del azufre

1.8.1 El rol de los microorganismos en el ciclo del azufre

Microorganismos (mayor y frecuentemente bacterias) son a menudo

integrantes involucrados en la alteración química de minerales.

Minerales o productos intermedios de su descomposición, pueden ser

directamente o indirectamente necesarios para su metabolismo.

La disolución de sulfuros minerales bajo condiciones ácidas

(Drenaje Ácido de Mina), la precipitación de minerales bajo

condiciones anaeróbicas, la adsorción de metales por las bacterias o

algas y la formación y destrucción de complejos metálicos son

ejemplos de precipitación indirecta de microorganismos. Donde los

minerales están disponibles como elementos de traza solubles,

sirviendo también como específicos sustratos oxidantes o también

como electrones dadores y/o aceptores en reacciones de oxidación –

reducción, ellos tal vez estén directamente involucrados en la

actividad metabólica celular.

28

1.8.2 Reducción natural en el ciclo del azufre

La reducción directa de iones sulfato a sulfuro de hidrógeno (H2S)

es efectuada naturalmente por bacterias anaeróbicas de los géneros

Desulfovibrio y Desulfotomaculum. Las citadas bacterias reductoras

de sulfatos (SRB) son heterotróficas (obtienen el carbono celular a

partir de compuestos orgánicos), dichos organismos utilizan sulfatos,

tiosulfatos, S2O3+, sulfitos SO3 y otros azufres reducibles en su

metabolismo respiratorio. En el proceso estos compuestos de azufre

conteniendo iones son reducidos a sulfuros de hidrógeno.

La bacteria requiere un substrato orgánico, que usualmente es un

ácido de cadena corta como el ácido láctico o el ácido pirúvico. Tales

substratos son generados naturalmente por actividades de

fermentación de otras bacterias anaeróbicas sobre substratos

orgánicos significativamente más complejos. De esta manera en un

sistema natural los requerimientos específicos para un ácido de

cadena corta por parte de la bacteria reductora de sulfatos (SBR) es

la disponibilidad de fuentes orgánicas complejas y de un sistema

bacteriano mixto. El lactato es usado por la bacteria (SRB) durante la

respiración anaeróbica para producir acetato según la siguiente

reacción:

2CH3CHOHCOO- + SO4= 2CH3COO- + 2HCO3- + H2S

29

De esta manera el sistema Wetland es el mejor proceso natural para

la destrucción y/o conversión del ión sulfato. La cantidad de bacteria

(SBR) en un Wetland natural es capaz de efectuar la precipitación de

los sulfuros metálicos a partir del drenaje ácido de mina, como

resultado de la reducción del ión sulfato a sulfuro de hidrógeno (H2S)

y este concepto es claramente definido durante el diseño construcción

de un Wetland.

1.8.3 Otras reacciones de microorganismos en el ciclo del azufre

El ión sulfato es captado y/o absorbido a partir de la tierra por

plantas, la cual incorpora al sulfato hacia el interior de su proteína, y la

proteína de la planta va a consumirse por animales que convierten la

proteína de una planta a proteína animal. La muerte de plantas y

animales va a permitir la descomposición bacteriana de proteínas en

desechos y/o residuos para producir sulfuro de hidrógeno y otros

productos; en el proceso están involucrados muchos microorganismos

tales como hongos, y bacterias de diversos géneros. Algunas

bacterias actúan en la zona de transición entre los ambientes aeróbico

y anaeróbico.

30

Fig. Nº 1.4.- Esquema del ciclo del azufre para depósitos minerales.

31

1.9 Selección del área para la construcción de un pantano artificial

El lugar de construcción de un sistema wetland es frecuentemente

determinado por la ubicación de las fuentes de agua ácida. Usualmente la

selección del área para la construcción de un Wetland precisa de un proceso

de búsqueda e investigación. El proceso de investigación del área incluye la

selección del lugar; diseño de ingeniería temporal y permanente análisis de

los efectos ambientales, evaluación de la construcción, ajustes en el diseño

de la obra y/o estructura, finalmente la verificación e inspección durante la

construcción y operación del Wetland.

La geología, geotecnia, hidrología y otros factores ambientales son

considerados en el proceso de selección del área requerida. La selección del

área es influenciada por la disponibilidad de un adecuado lugar y por meritos

geotécnicos; como suelos bien desarrollados, disponibilidad de un buen

acceso y de bajo potencial de inundación. Durante la investigación y

selección del área requerida se debe tener en cuenta lo siguiente:

Realizar un reconocimiento preliminar del área descubierta.

Efectuar un estudio de campo con su correspondiente

levantamiento de planos

El área seleccionada debe tener limitada exploración sub-

superficial, con clasificación de suelos del lugar y debe presentar

datos históricos ambientales del área elegida

32

Evaluar los potenciales efectos ambientales en el sector

designado y tener en consideración las Normas legales vigentes

en materia ambiental.

En la selección del área requerida se debe incluir los siguientes factores:

Consideraciones en el uso de tierra

Estudios hidrológicos

Estudios geológicos

Consideraciones ambientales.

En la selección del área requerida por la construcción de un Wetland las

consideraciones más importantes usualmente son: el uso de tierra y/o área

designada y los accesos al Wetland. Los drenajes ácidos de mina a ser

tratados deberían ser accesibles al área elegida para la construcción del

Wetland y preferentemente que capten los flujos ácidos por gravedad.

El lugar elegido debe ser accesible para la construcción y equipamiento del

Wetland, para el tránsito del personal de operación y para el trasporte de los

substratos a utilizarse en el Wetland.

En las consideraciones hidrológicas se incluye la caracterización del

método de flujo superficial y sub-superficial (subterráneo), uso, cantidad y

química. Si la hidrología no ha sido convenientemente evaluada durante el

proceso de selección del área requerida, podría ser que se deteriore

significativamente la operación de un Wetland. Las características de las

pozas – celdas de drenaje a ser construidas en el Wetland, debería ser

33

evaluada a lo largo del wetland con condiciones simuladas de inundación y

erosión a fin de observar su comportamiento en condiciones extremas.

El mínimo, máximo y el promedio de los niveles de agua estaciónales

influencian en el promedio hídrico del Wetland y deberán ser determinados a

partir de mediciones de la misma área elegida para la construcción del

Wetland. El Wetland debe ser construido lejos de grandes ríos o de fuentes

de manantiales por las posibilidades de generar potenciales inundaciones,

erosiones, sedimentaciones, altas corrientes de aguas subterráneas,

saturación del terreno y una variación en la calidad del agua. Las aguas

ácidas y los receptores de cuerpos de aguas superficiales deberán ser

químicamente caracterizados por la potencial existencia de su uso aguas

abajo.

Para el tratamiento del drenaje ácido de mina los mínimos análisis de la

calidad del agua para un estudio línea base y para la caracterización del

drenaje ácido se debe incluir:

• pH

• Sólidos totales en suspensión.

• Oxígeno disuelto

• Concentración de SO4=

• Concentración de metales pesados (As, Cu, Fe, Pb, Zn, Mn, etc.)

La caracterización de la hidrología e hidrogeología del agua subterránea

debe incluir:

Un patrón de flujo general

Profundidad

34

Calidad

Estadística de crecidas de agua y/o ríos

Potencial y existencia uso del agua subterránea.

Pozo y/o manantial cercano.

Dependiendo del tipo de agua ácida, los wetland deberían ser establecidos

en una u otra área de recarga o descarga del agua subterránea. Los

materiales que se emplean para la construcción de un sistema de

tratamiento de aguas ácidas de mina deberá garantizar la no infiltración del

flujo, vía percolación y/o filtración.

Por consiguiente en el establecimiento de investigaciones se debe evaluar

la sensibilidad del ambiente hidrológico hacia alteraciones, el área del

Wetland debe incluir puntos de monitoreo aguas abajo de la celda final del

Wetland. En ciertos suelos la baja permeabilidad, el uso de geosintéticos

impermeables o la compactación del suelo pueden ayudar a evitar la

contaminación del agua subterránea. Idealmente la construcción de un

wetland debería ser establecida en un área de descarga subterránea para

minimizar la potencial contaminación del agua subterránea.

Consideraciones geológicas para el proceso de selección del área

requerida para la construcción del Wetland deben incluir:

Materiales superficiales y caracterización del suelo

Profundidad del lecho de roca o roca sólida

35

Topografía del terreno

Otros aspectos geotécnicos.

Normas ambientales y consideraciones legales deben ser tomadas en

cuenta durante la construcción de un Wetland.

1.10 Diseño hidráulico de un pantano artificial

La construcción del Wetland está ligada al diseño de reactores de

adherencia y crecimiento bacteriano. El funcionamiento y/o performance de

un wetland está dada por la ecuación cinética de primer orden para flujos

lentos y/o flujos pequeños controlados.

Fuente: Constructed Wetland Systems - Design Approaches

Donde:

Cc = Concentración del efluente líquido de mina (mg/l)

Co = Concentración inicial del efluente ácido de mina (mg/l)

Kt = Constante de temperatura dependiente de la velocidad de reacción de

primer orden (Días -1)

t = tiempo de residencia en el Wetland (días)

36

Simulación para la ecuación cinética del ión As (prueba en botella)

C/Co=exp[-ktt] Ln C = Ln Co - kt t kt=(1/t)(Ln (Co/C)) Tabla Nº 1.1.- Correlación lineal de primer orden para el ión As

C t Ln CAs(mg/lt) hr

15.00 0.0 2.708110 1.0 2.30268 1.6 2.07946 2.0 1.79185 2.5 1.60944 3.0 1.38633 4.0 1.0986

0.5 8.0 -0.6931 Kt = 0.423 Ci = Co = 14.846 Ct = C r2 = 0.9975 C=14.85*exp(-0.423t)

0

2

4

6

8

10

12

14

16

0 2 4 6 8 10

As (m

g/lt)

Tiempo (horas)

CURVA CINETICA SIMULADA DEL IÓN As

Ct(t)

Ct

Fig. N°1.5.- Curva de la cinética simulado para el ión As experimentado en pruebas de botella.

37

Según la reacción escrita líneas arriba, cuando la residencia hidráulica

aumenta, las concentraciones de los efluentes con contaminantes

biodegradables disminuye, por consiguiente el tiempo de residencia

hidráulico es un parámetro estratégico de diseño y control operacional.

El tiempo de residencia hidráulico está definido como:

Donde:

L = Largo del sistema Wetland (m).

W = Ancho del Sistema Wetland (m).

n = Porosidad el lecho, cama o celda del Wetland (%)

d = Profundidad sumergible (m)

Q = Flujo promedio a través del Wetland (m3/día)


Donde:

Vv = Volumen de vacío o poros (*)

V = Volumen total del sistema.


(*) En Sistema Wetland de flujo superficial Vv es prácticamente el volumen

no ocupado por la vegetación y/o planta acuática, varía con el tipo de

densidad de la población de vegetación viva o muerta.

38

En sistema Wetland de drenajes ácidos de mina el tipo de diseño básico

es de flujo superficial. Un sistema de flujo superficial consiste en una o varias

celdas donde el efluente ácido de mina es encaminado a profundidades

bajas o poco profundas sobre una vegetación que suministra substratos. El

transporte de flujo ácido es controlado por las celdas de profundidad bajas a

través de compuertas del uso de velocidad de bajo flujo y mediante la

población de plantas acuáticas emergentes.

La configuración de un sistema Wetland influye factores hidrobiológicos

como: velocidad del agua, fluctuaciones, tiempo de resistencia, circulación y

patrón de distribución, turbulencias y ondulación del agua. La configuración

del Wetland debería aumentar la distribución de las aguas ácidas de mina,

minimizando el efecto de cortocircuito entre las celdas que contienen a

diferentes tipos de substratos.

En el diseño de la configuración del sistema Wetland se debe considerar

los siguientes factores:

• Grado de pre-tratamiento del agua ácida.

• Requerimiento de área

• La forma del terreno disponible y/o seleccionado

• Pendiente

• Relación largo/ancho

• Pendiente adecuada

• Necesidad de efectuar excavación, nivelación y explanación en el

terreno a fin de obtener a fin de obtener una adecuada pendiente y

profundidad en las celdas del Wetland.

39

• Tipos de substratos.

• Compuertas internas de las celdas.

• Flexibilidad en la operación y mantenimiento del Wetland.

Una celda Wetland puede ser diseñada para usar uno o varios de los tipos

patrón de flujo que a continuación se indica:

Flujos pequeños de agua controlados

Alimentación de los flujos de agua por etapas

Con recirculación de los efluentes líquidos. Mayormente los flujos

pequeños de agua controlados vía compuertas son actualmente

usados en los sistemas de tratamiento de las aguas ácidas de

mina, porque requieren mínimo empleo de tuberías, energía y

mantenimiento. Configuraciones alternativas en un Wetland

incluyen una celda única, celdas paralelas y celdas en serie

(longitud ó serpentín), y una combinación de celdas y pozas en un

Wetland.

1.11 Substratos del pantano artificial

Las interfaces substrato – agua y substrato – raíz son críticos en el

desarrollo de mecanismos de tratamiento aeróbico – anaeróbico. El

substrato sustenta y/o apoya a la vegetación, suministra área superficial para

la adherencia de microorganismos y está asociado con los mecanismos de

tratamiento físico y químico. El substrato va a influenciar en la capacidad de

tratamiento porque afecta impresionantemente al tiempo de retención

40

(contacto) y para el contacto superficial de microorganismos con las aguas

residuales (aguas de desecho) y la disponibilidad de oxígeno.

La selección del substrato se basa en el costo y en los requerimientos del

tratamiento; los substratos incluyen suelos naturales, mixtura de suelos y

combinaciones. El tipo de substrato tiene pequeña influencia sobre sólidos

en suspensión, remoción orgánica y degradación biológica de organismos.

Los substratos van a influenciar en la remoción de algunos contaminantes

(E.J. metales) a través de intercambio iónico y adsorción sobre sustancias

húmicas, fùlvicas y partículas de arcilla. Suelos orgánicos y minerales

gruesos tales como grava o arena gruesa. Suelos orgánicos con alto

contenido húmico fácilmente remueven iones metálicos a través de

intercambio iónico.

El substrato orgánico estiércol, es suministrado a un sistema Wetland para

proveer un lento desprendimiento de nutriente hacia las bacterias reductoras

de sulfatos.

Los substratos caliza y tierra húmica son adicionados al sistema Wetland

para proveer un lento desprendimiento de nutriente hacia las bacterias

reductoras de sulfatos. Los substratos, suelo y grava suministran lo

siguiente:

Soporte físico para las plantas

Considerable área superficial para la complexación de iones,

aniones y otros compuestos.

Superficies de adherencia por parte de la población microbiana.

41

Las condiciones de un substrato orgánico son:

• Poseer una zona anaeróbica de tal forma que se genere el H2S

• Promover el crecimiento de las plantas

• Promover el crecimiento de las bacterias que aumentan el pH.

• Conducir el agua de drenaje ácido de mina a sitios de actividad

bacteriana.

1.12 Plantas acuáticas

Las plantas acuáticas flotantes y/o sumergibles tienen la capacidad de

extraer una amplia variedad de sustancias tóxicas contenidas en el agua.

Las plantas acuáticas que se utilizan en un sistema biológico controlado

representan un sistema de filtración muy eficaz para el tratamiento de

materias tóxicas y aguas residuales de origen industrial y doméstico.

Las plantas normalmente utilizadas en los humedales construidos

pertenecen al grupo de los hidrófitos emergentes, que son plantas acuáticas

adaptadas a vivir parcialmente en el aire y parcialmente en el agua,

presentando tallos y hojas aéreas y un sistema extendido de rizomas y

raíces que suele permanecer sumergido. De entre el amplio rango de

plantas acuáticas que pueden ser utilizadas en estos casos, las más

comunes son las siguientes: Phragmites australis (carrizo), Scirpus lacustris

(junco de laguna) y las diferentes variedades de Typha (latifolia, glauca o

augustifolia) (espadaña), que poseen, en general, buenas tolerancias

específicas a determinados niveles y tipos de contaminantes.

42

En los primeros humedales construidos se realizaron plantaciones de

Sphagnum, en un intento de simular las condiciones naturales observadas.

No obstante, y tras diferentes experiencias, ha prevalecido el uso de plantas

emergentes, especialmente del género Typha.

Debido a su capacidad excepcional para extraer minerales, las plantas

acuáticas pueden utilizarse en el tratamiento de tóxicos, desechos químicos,

metales pesados y desechos humanos.

La vegetación del humedal será función del clima, hidrología y

disponibilidad de nutrientes en las aguas a tratar, por lo que en un humedal

construido estos factores influyen en la selección de las especies de plantas.

En cualquier caso, es deseable una combinación de plantas flotantes,

emergentes y sub-emergentes, especialmente aquellas con hojas densas y

tallos sumergidos, o matas de raíces flotantes que aumentan la filtración y

favorecen la presencia de microorganismos.

Las plantas acuáticas sirven como indicadores útiles de contaminación a

través del cual es posible determinar la presencia de sustancias tóxicas tales

como metales pesados e inclusive detectar la contaminación térmica que

resulta de procesos naturales a través de cambios en la composición de las

especies de comunidades de plantas acuáticas, de mortalidad repentina o

desaparición paulatina de ciertas especies o por medio del análisis directo

de tejidos de las plantas.

43

En el desarrollo de un sistema wetland, el componente vegetativo es un

factor muy importante. Las plantas acuáticas seleccionadas deberían tener

las siguientes características:

Poseer activos colonizadores vegetativos con amplitud de

sistemas de rizomas

Tener considerable biomasa y tallos de alta densidad para obtener

un máximo transporte de agua y asimilación de nutrientes.

Ofrecer una máxima área superficial para la población microbiana

Tener un eficiente transporte de oxígeno hacia la zona de la raíz

anaeróbica para facilitar la oxidación de metales tóxicos reducidos

y suministrar rizòsforos en gran escala.

Ser una combinación de especies que deberían suministrar una

cubierta de gran envergadura sobre la amplitud de la profundidad

del agua en las condiciones del terreno.

Es importante determinar las reacciones de particulares especies

acuáticas para su utilización en un ambiente Wetland. Principalmente la

selección de especies acuáticas debe ser empleando los criterios arriba

mencionados.

Las plantas acuáticas pueden ser compradas en un semillero o vivero, ser

recolectadas en la naturaleza en lagos, ríos y/o pantanos o desarrollarlos

para un proyecto especifico. Las plantas normalmente utilizadas en los

humedales construidos pertenecen al grupo de los hidrofitos emergentes,

que son plantas acuáticas adaptadas a vivir parcialmente en el agua,

44

presentando tallos y hojas aéreas y un sistema extendido de rizomas y

raíces que suele permanecer sumergido. Hay plantas acuáticas utilizables

para la eliminación de metales pesados. Entre ellas figuran: variedades de

musgos, espadañas, aneas, lentejas acuáticas, berros, jacintos de agua,

junco, carrizo, cola de caballo, caña, algas, totora, cola de tiburón, lirios. Es

esencial la selección de especies acuáticas adecuadas para clima frío.

1.13 Mecanismos de adsorción de las plantas acuáticas

En las plantas acuáticas al comienzo la mayoría de metales pesados se

concentran en las raíces, con el tiempo pasan a los tallos y hojas, la

capacidad de la biomasa de una planta acuática e adsorber metales

pesados, presenta un comportamiento similar al de un carbón activado.

Fig. N°1.6.- Difusión de los gases a través del sistema lagunar de las plantas acuáticas en los humedales (Younger, 1997).

45

La vegetación juega un papel importante en la utilización de los humedales

para el tratamiento de las aguas, debido a la transferencia de oxígeno a

través de las raíces y rizomas de las plantas al fondo de las pozas de

tratamiento (celdas del humedal) donde éstas viven y se desarrollan. La

vegetación proporciona, además un medio bajo la superficie del agua para el

desarrollo de microorganismos que llevan a cabo un tratamiento biológico.

Por otro lado, sirve para estabilizar el substrato, suministrar a éste materia

orgánica adicional, y mejorar la estética del humedal.

1.14 Procesos involucrados en los pantanos artificiales

Un sistema Wetland reduce muchos contaminantes incluyendo la demanda

bioquímica de oxígeno (DBO) sólidos en suspensión (STS), nitrógeno,

fósforo, metales pesados, componentes orgánicos y organismos patógenos.

Las reducciones son obtenidas por diferentes mecanismos: Procesos de adsorción e intercambio iónico.

Asimilación de nutrientes e adsorción de metales por plantas

Filtración

Transformación biológica

- Oxidación de metales pesados vía acción bacteriana

- Reducción de sulfatos

- Dinitrificación.

Reacciones de reducción y oxidación

46

La zona de reducción es el sector donde participan activamente

las bacterias reductoras de sulfatos (SRB) y las bacterias

reductoras de metales pesados.

La zona de oxidación se efectúa a través del sector de plantas

acuáticas, donde los vegetales y/o plantas actúan como filtros

absorbiendo los metales pesados y al mismo tiempo reforzando al

proceso de oxidación.

La remoción de contaminantes se realiza por medio de la

vegetación, suelos orgánicos y de microorganismos.

La generación de condiciones anaeróbicas favorece la

neutralización de la acidez del medio y de la remoción de los

metales.

La generación del H2S estimula la precipitación de metales finos y

coloidales presentes en el agua ácida.

El consumo de iones hidrógeno (H+) favorece el aumento del pH.

1.15 Parámetros críticos en el sistema de pantanos artificiales

Los parámetros más críticos dentro del proceso de los pantanos artificiales

son los siguientes:

Población bacteriana (Nº bact/ml)

Tiempo de residencia

Diseño apropiado de los substratos requeridos para evitar el efecto

de cortocircuito

47

Flujo de circulación sobre los substratos en medio aeróbico y/o

anaeróbico.

Concentración de nutrientes naturales

Temperatura

Variación del pH de rango ácido al alcalino

Eliminación de metales pesados por etapas.

1.16 Criterios para la construcción de un pantano artificial

A continuación se describen algunos de los criterios que se deben

considerar en la construcción de un pantano artificial:

1. Las dimensiones deben permitir el tratamiento de los caudales

de efluentes ácidos de mina en cualquier época del año y para

las precipitaciones que se produzcan. El área mínima debe ser

de 22.5 m2 / GPM.

2. Debe minimizarse la velocidad de circulación del agua y

maximizar el tiempo de retención en el sistema mediante uso

de compuertas graduables que al mismo tiempo evitan el

efecto de cortocircuitos entre los substratos.

3. Mantener láminas de agua entre 5 y 10 cm.

4. Proporcionar un suelo óptimo para las plantas hidroficas

(acuáticas), formado por materia orgánica descompuesta

(turba) con cierto contenido de suelo mineral.

5. Evitar cortocircuitos del agua mediante la construcción de

canales (es recomendable el diseño típico serpentín).

48

6. Dimensionar la relación largo a ancho del Wetland, examinar la

pendiente y forma del terreno disponible, proporcionar

inclinación gradual con pendientes 1/15 – 1/20 por etapas en

las camas o celdas, determinar la profundidad de las celdas,

evaluar las características físicas y químicas de los tipos de

substratos.

7. Colocar una cama de caliza para ayudar a la neutralización del

pH.

8. Construir pequeños saltos o estructuras de aireación a lo largo

de los canales de caliza.

9. Un wetland puede ser diseñado a través de un sistema

aeróbico o de flujo superficial de agua a tratar o ser también

diseñado en un sistema anaeróbico también denominado de

flujo subterráneo o sub-superficial.

10. La permeabilidad del substrato es una variable crítica en el

diseño para tener buen éxito en la operación, pruebas

experimentales a escalas de laboratorio y banco proporcionan

una buena indicación de la permeabilidad del suelo a ser

determinado para la construcción de un wetland.

11. Las plantas acuáticas tienen que ser adaptadas a substratos

anaeróbicos saturados en agua, evaluando plantas acuáticas

emergentes, sumergibles y/o flotantes.

12. Las condiciones y procesos involucrados varían con la

profundidad del diseño.

49

13. El diseño de un sistema Wetland debe concentrarse en formar

precipitados inorgánicos y usar componentes orgánicos para

promover su formación.

14. El diseño de un sistema Wetland puede incluir especies de

plantas acuáticas que supervivan y produzcan largas

cantidades de biomasa para apoyar y/o sostener el crecimiento

de los microorganismos en sistemas aeróbicos y anaeróbicos.

15. El Wetland debe ser construido de tal forma que maximice las

reacciones de remoción de contaminantes y minimice la

competencia de reacciones naturales que se generen en el

Wetland.

16. La configuración del sistema Wetland puede ser en múltiples

celdas en serie, en paralelo y en ambas combinaciones.

17. Si hay posible problema de contaminación del agua

subterránea, es preciso revestir el terreno del Wetland con

arcilla o con un recubrimiento sintético o con cemento.

50

CAPITULO II

DATOS HISTORICOS

Muchos sistemas naturales están siendo considerados para el tratamiento

del agua residual y control de la contaminación del agua. El interés en los

sistemas naturales está basado en la conservación de los recursos

asociados con estos sistemas como opuesto al proceso de tratamiento

convencional de aguas residuales que es intensivo respecto al uso de

energía y químicos. El Wetland es uno de los muchos tipos de sistemas

naturales que pueden usarse para el tratamiento y control de la

contaminación. A continuación se mencionan las diferentes aplicaciones que

se dan a las aguas residuales, dependiendo sus composiciones físico-

químicas.

2.1 Tratamiento de aguas residuales de alcantarilla

Las descargas de usos municipales (alcantarillas), generan alrededor de

320 m3/s de aguas residuales, de los cuales solo el 26% son tratadas en

Lima. El tratamiento utilizado por pantanos artificiales es principalmente

biológico, para aguas residuales de uso doméstico. Su utilización fue

desarrollada en Europa hace aproximadamente veinte años, donde siguen

operando con éxito (Cooper 1999); los pantanos artificiales se definen como

51

sistemas que simulan una zona de transición entre el ambiente terrestre y el

acuático, que son construidos bajo condiciones controladas de ubicación,

dimensionamiento y capacidad de tratamiento.

Los pantanos artificiales correctamente diseñados y construidos pueden

depurar las aguas municipales especialmente eficaces en la eliminación de

contaminantes del agua tales como sólidos suspendidos, nitrógeno, fósforo,

hidrocarburos y metales; los microorganismos son la parte fundamental del

proceso ya que de ello depende la eficiencia en la remoción de los

contaminantes: contribuyen a la degradación de la materia orgánica y a la

transformación de los compuestos nitrogenados y de fósforo contenidos en

las aguas residuales a compuestos más simples; es importante el uso de

plantas acuáticas debido a que difieren en su capacidad de depuración del

agua residual. En el Perú existen diferentes plantas de tratamiento por

Pantanos artificiales, ejemplo:

- En la Universidad Nacional Mayor de San Marcos.

- En Trujillo – Municipalidad de Huanchaco (pilotaje).

- En Minera Atacocha – Planta de Chicrin.

- En Huaraz – Municipalidad de Mancos.

2.2 Efluentes líquidos de purga en plantas de procesos metalúrgicos

Aplicación para compuestos cianurados

En lo que se refiere al tratamiento de soluciones de procesos de

cianuración, se han realizado a nivel mundial, varios trabajos al respecto; los

52

compuestos de cianuro pueden ser adsorbidas sobre las superficies de los

minerales o del desecho de carbono orgánico en los suelos. En los suelos

las bacterias asimilan el cianuro mediante diversas reacciones aeróbicas y

anaeróbicas, en algunos casos la combinación de estos procesos de

degradación natural es suficiente para satisfacer los requisitos que

reglamentan la descarga de soluciones que contienen cianuro.

La biodegradación del cianuro es la base de los sistemas de tratamiento

de los efluentes industriales, las condiciones aerobias son mucho más

favorables para la degradación del cianuro que las condiciones anaerobias,

aunque los organismos anaerobios pueden ser eficaces para tratar el

cianuro en concentraciones de hasta varios miligramos por litro. Se han

creado varios sistemas activos como sistemas semi-pasivos de tratamiento

biológico; estos sistemas eliminan el cianuro empleando microorganismos,

principalmente aerobios.

Oxidación biológica asistida

La capacidad de ciertas especies de microorganismos (bacterias, algas,…)

para degradar ciertos tipos de compuestos de cianuro y amonio, así como

para acumular (por ingestión) metales pesados es conocida desde hace

tiempo. Estos métodos fueron empleados por primera vez a escala industrial

para el tratamiento de efluentes de procesos de cianuración en minería de

oro en el distrito minero de Homestake (Dakota del Sur, USA) en 1984 y han

estado operativos en algunas otras plantas desde entonces, con éxito

(Marsden y House, 1993). El proceso requiere una adaptación gradual de

53

especies de bacterias mutantes a hábitats con altas concentraciones de

cianuro libre, tiocianato y metales pesados. En el caso de Homestake, la

bacteria más adecuada fue una variedad de la cepa pseudomonas (“rod-

type”), que resulta efectiva a 30º C y en un rango de pH entre 7 y 8,5 (Smith

y Mudder, 1991).

El fundamento de la técnica es la consecución de un elevado ratio de

conversión metabólica de cianuro a cianato (bio-oxidación) mediante la

actividad bacteriana, teniendo en cuenta que tanto el carbono como el

nitrógeno son nutrientes:

2 CN- + O2 2 CNO-

El cianato producido es entonces hidrolizado para producir ión amonio e ión

carbonato:

CNO- + 2 H2O NH4+ + CO32-

En las condiciones de operación, los nitratos y los nitritos no sufren

transformación alguna y no se produce ácido sulfhídrico, pero el ión amonio

liberado es considerado como tóxico, con lo que debe ser tratado

(generalmente, por nitrificación) antes de la descarga. La mayoría de los

cianuros metálicos son también eficazmente oxidados, y los metales

adsorbidos, ingeridos y/o precipitados por la acción de las bacterias,

mediante el siguiente proceso:

M(CN)2 + 4 H2O + O2 (+ actividad bacteriana) 2 HCO3 + 2 NH3 + Biopelícula metálica

Donde M representa un metal divalente (Fe, Zn, Ni, Cu,…).

54

El régimen de degradación de los complejos de cianuro metálicos decrece

en el siguiente orden (Marsden y House, 1993): Zn>Ni>Cu>Fe, aunque

incluso los ferrocianuros más estables llegan a ser degradados por esta vía.

A su vez, el tiocianato que pueda haber en la solución también se oxidará

de forma instantánea según la siguiente expresión:

SCN- + 2 O2 + 3 OH- SO42- + CO32- + NH3

Es importante hacer notar que la población bacteriana considerada vive,

en parte, de la oxidación del cianuro y del tiocianato, pero necesita de

algunos otros componentes (nutrientes) para desarrollarse (principalmente P

y Na); se hace necesaria entonces la adición al sistema de ácido fosfórico y

de carbonato de sodio. Como el objetivo final es una detoxificación total de la

solución, es inevitable el empleo de una segunda etapa para eliminar el ión

amonio y el amoníaco producidos. Este proceso, que genera ión nitrito e ión

nitrato, se denomina “nitrificación” y se logra mediante la actividad de ciertas

bacterias aerobias. Las reacciones más relevantes de la descomposición

son:

2 NH4+ + 3 O2 2 NO2- + 4 H+ + 2 H2O 2 NO2- + O2 2 NO3-

Algunas de las reacciones anteriormente descritas, son alcanzadas a

velocidad adecuada únicamente por vía microbiológica, y no pueden ser

reproducidas en las mismas condiciones cinéticas únicamente por

procedimientos químicos. Debido a que la oxidación biológica es un método

natural, los efluentes tratados por esta vía suelen poseer unas calidades

55

finales más adecuadas para una descarga directa que los detoxificados por

algunos métodos activos; la degradación biológica, ha demostrado ser capaz

de eliminar el 92% del cianuro total, más del 99% del cianuro WAD y más de

un 95% de cobre y otros metales tóxicos (resultados de Homestake,

Marsden y House, 1993).

A continuación se muestran, algunos ejemplos de humedales construidos

que operan en diferentes partes del mundo para el tratamiento de aguas de

mina.

Tabla Nº 2.1.- Degradación natural del cianuro en balsas estériles

C ianuro T otal en C ianuro T otal enel influente (mg /l) el efluente (mg /l)

Lupin, NWT (Canadá) 184 0,17Holt McDermott (Ontario, Canadá) 74.8 0,02Cannon (Washington, EE.UU.) 284 0,05Ridgeway, Carolina del Sur, EE.UU. 480 0,09Golden Cross (Nueva Zelanda) 6,8 (CNwad) 0,33 (CNwad)

Mina

Fuente: Mudder 1999.

La tabla Nº 2.1 cuantifica la eficacia de los procesos de degradación

natural en diversas minas de oro en todo el mundo. Los valores en la tabla

demuestran que estos procesos poseen un importante potencial degradador

en la eliminación de compuestos cianurados.

56

Fig. N° 2.1.- Humedal anaeróbio (Mastellar, Garret County, Maryland, USA)

Fig. N°2.2.- Sistema tipo RAPs (Jennings site, Butler County, Pennsylvania, USA)

57

Fig. N°2.3.- Cascada de aireación (Wooley, Yorkshire, Inglaterra)

Fig. N°2.4.- Descarga de agua ferruginosa de una celda de sedimentación

(Wooley,Yorkshire, Inglaterra)

58

Fig. N°2.5.- Esquema propuesto por Smith y Mudder (1991) para un tratamiento de residuos de cianuración mediante sistema pasivo.

59

2.3 Tratamiento de aguas ácidas

La eliminación de metales pesados en humedales es el resultado de

diferentes procesos biogeoquímicos, que incluyen procesos aeróbicos y

anaeróbicos en las celdas de tratamiento, en la superficie de plantas vivas y

en descomposición y en el substrato. Además esta eliminación se debe

principalmente a procesos microbiológicos. Los drenajes de ácidos de mina,

son aguas que presentan altas concentraciones de diferentes metales

pesados (Fe, Cu, As, Cd, Zn, y SO4=) son un problema de primer orden; es

necesario investigar para conseguir una adecuada gestión de los mismos

reduciendo o en su caso minimizando su impacto ambiental, razón elemental

para el desarrollo del presente trabajo.

Se han desarrollado proyectos a nivel de pilotaje e industrial en varias

mineras como:

- Minera Orcopampa (Buenaventura).

- Minera Sipàn (Grupo Hochschild)

- Minera Aurífera Retamas S.A.

- Minera Aurífera Santa Rosa S.A. (COMARSA), entre otras.

2.4 Otras investigaciones y estudios

Son numerosas las investigaciones que demostraron la eficacia de estos

sistemas mediante el uso de diferentes tipos de substratos:

McCullough y sus colaboradores, realizaron un novedoso estudio en el que

se utilizó una mezcla formada por lodos de depuradora y restos vegetales

para estimular la reducción bacteriana (McCullough et al, 2006).

60

Con la adición de estos materiales consiguieron reducir un elevado número

de metales y otros iones (Fe, Cr, SO42-,…) y aumentar la alcalinidad de sus

aguas. Otras investigaciones, como las llevadas a cabo por Oriol Gibert y su

equipo (Gibert., 2004), utilizaron diferentes sustratos en un mismo

experimento para comparar así su eficacia en el tratamiento de las aguas de

mina.

Las sustancias usadas fueron compost, estiércol de ovejas, pollos y restos

vegetales. Concluyeron que cuanta mayor fracción biodegradable posee el

material, mayor es su eficacia. En este caso fue el estiércol de ovejas el que

demostró una mayor capacidad de regeneración de las aguas de mina.

En estudios no tan recientes como los anteriores (Fyson et al., 1998), se

proponía el uso de una mezcla formada por materia orgánica y rocas

fosfatadas. Los resultados también tuvieron éxito, pero hay que resaltar que

este sistema sólo es viable en zonas en las que estas rocas se encuentran

próximas al emplazamiento, puesto que de no ser así, conllevaría unos

costos demasiado elevados.

En general todas las experiencias mencionadas anteriormente ponen de

manifiesto una serie de consideraciones que se pueden tener en cuenta a la

hora de elaborar un plan de tratamiento para unas aguas ácidas de mina,

como son:

61

La adición de materia orgánica favorece la reducción bacteriana

considerándose por tanto, un método eficaz para promover la buena

calidad de las aguas de mina.

Los substratos orgánicos que mejores resultados proporcionan son

aquellos formados por mezclas de varios materiales.

Una elevada disponibilidad de carbonatos o en su defecto la adición de

los mismos, favorece los procesos de generación de alcalinidad.

Son métodos con bajos costos de operación y mantenimiento, que

además en muchos casos se basan en la reutilización o reciclaje de

residuos.

No introducen en el entorno sustancias nocivas que puedan derivar en

otros problemas de contaminación.

2.5 Estándares de calidad ambiental (ECA)

Los límites de los elementos de control estipulado por el MINAM se

referirán a la categoría 3 referente al riego de vegetales y bebidas de

animales.

62

Tabla N° 2.2.- Categoría 3: Riego de vegetales y bebidas de animales

PARÀMETROS UNIDAD VALOR

Bicarbonatos mg/L 370Calcio mg/L 200Carbonatos mg/L 5Cloruros mg/L 100-700Conductividad (uS/cm) <2 000Demanda Bioquímica de Oxígeno mg/L 15Demanda Química de oxígeno mg/L 10Flururos mg/L 1Fosfatos - P mg/L 1Nitratos (NO3-N) mg/L 10Nitritos (NO2-N) mg/L 0,06Oxígeno Disuelto mg/L >=4pH Unidad de pH 6,5 - 8,5Sodio mg/L 200Sulfatos mg/L 300Sulfuros mg/L 0,05

Aluminio mg/L 5Arsènico mg/L 0,05Bario total mg/L 0,7Boro mg/L 0,5-6Cadmio mg/L 0,005Cianuro Wad mg/L 0,1Cobalto mg/L 0,05Cobre mg/L 0,2Hierro mg/L 1Litio mg/L 2,5Magnesio mg/L 150Manganeso mg/L 0,2Mercurio mg/L 0,001Níquel mg/L 0,2Plata mg/L 0,05Plomo mg/L 0,05Selenio mg/L 0,05Zinc mg/L 2

Aceites y Grasas mg/L 1Fenoles mg/L 0,001S.A.A.M. (Detergentes) mg/L 1

Aldicarb ug/L 1Aldrin (CAS 309-00-2) ug/L 0,004Clordano (CAS 57-74-9) ug/L 0,3DDT ug/L 0,001Dieldrín (Nº CAS 72-20-8) ug/L 0,7Endrín ug/L 0,004

Plaguicidas

PARÀMETROS PARA RIEGO DE VEGETALES DE TALLO BAJO Y TALLO ALTO

Fisicoquímicos

Inorgánicos

Orgánicos

Fuente: (DS010-2010 MINAM), categoría 3.

63

CAPITULO III

ANÁLISIS DEL MÉTODO DE PANTANOS ARTIFICIALES (WETLAND)

3.1 Concepto del método de pantanos artificiales

Estas tecnologías utilizan procesos de eliminación de contaminantes que

son más lentos que los utilizados en los sistemas de tratamiento activo

convencional, por lo que, para lograr resultados similares, se requieren

mayores tiempos de retención del agua de mina dentro del sistema y

mayores superficies de tratamiento. Existen dos factores importantes para

alcanzar resultados satisfactorios: la cinética de los procesos de eliminación

y/o transformación de contaminantes y el tiempo de retención del agua de

mina en el sistema de tratamiento. A veces, en el caso particular de un

emplazamiento minero, el tiempo de retención está limitado por la

disponibilidad de terreno suficiente. Sin embargo, la cinética de los procesos

de eliminación de contaminantes se puede modificar actuando sobre las

condiciones medioambientales que existen dentro del sistema particular de

tratamiento.

Normalmente, el tamaño de un sistema de tratamiento se selecciona

haciendo un balance del espacio disponible y los costos de construcción, así

como del caudal, calidad del agua a tratar y la calidad requerida para el

64

efluente; todo ello se debe comparar con los costos de posibles tratamientos

químicos alternativos.

3.2 Origen y experiencias desarrolladas en otras minas

3.2.1 Origen

Su denominación nace como una necesaria distinción de las únicas

tecnologías que hasta 1980 se aplicaban para el tratamiento de aguas

de mina, los que se conocen actualmente como “tratamientos activos”.

Resulta fácil entender que, en principio, los principales atractivos de

un sistema activo son la ausencia de límites en la calidad de las

soluciones a tratar y el control preciso del proceso, mientras que los

sistemas pasivos, cuando son aplicables, suelen responder mejor a

un análisis costo/beneficio desde el punto vista económico y

medioambiental. Así, las denominadas tecnologías pasivas utilizan los

procesos naturales químicos y biológicos que mejoran la calidad del

agua. Idealmente, un tratamiento pasivo no requiere utilización de

reactivos químicos y poco o nada de mantenimiento. Los costos de

este tipo de tratamientos se refieren fundamentalmente a los relativos

a la utilización de terreno y a las operaciones de construcción del

sistema. Como término medio, se estima que la vida útil de un sistema

pasivo es de entre 20 y 30 años (Watzlaf et al., 2004).

Actualmente, los humedales naturales pueden eliminar metales

procedentes de aguas ácidas. Las acumulaciones de limonita

65

(explotadas antiguamente como fuente de hierro) y de ciertos óxidos

mixtos de Mn y otros metales, son el producto de mecanismos de

eliminación mediante humedales en diferentes condiciones de acidez

(Hammer y Bastian, 1989; Younger et al., 2002). Los humedales de

origen natural forman parte del sistema de aguas superficiales de la

cuenca hidrológica en la que se ubican, por lo que en caso de ser

utilizados para la depuración de las aguas, han de observarse las

normas limitativas respecto a la calidad del agua vertida: así, en

muchos casos resulta inviable aplicar estos sistemas a la depuración

de un agua de mina.

3.2.2 Experiencias en otras minas

A continuación se repasan los casos documentados donde se han

aplicado sistemas de tratamiento pasivo y/o semi-pasivo (u otras

variantes de características similares) a efluentes cianurados.

Star Lake y Jolu, Canadá

Esta mina se ubica, en el norte de Canadá (distrito minero de

Saskatchewan). En el informe relativo a la eficiencia del tratamiento,

remitido al organismo de control (Northwest Territories, Sobolewski,

1990) se demuestra la gran eficiencia del sistema, alcanzando un

nivel de eliminación de cianuro total, a partir de soluciones con

contenidos iniciales en cianuro total entre 30 y 50 mg/l; en un

tratamiento en humedal natural, con dos fases de tratamiento, se

66

alcanzaron concentraciones de cianuro total en el efluente de 0,10

mg/l. En las conclusiones del mencionado documento, el diseñador

del sistema, Dr. Sobolewski sugiere el siguiente criterio de

dimensionamiento para un humedal, cuando la carga contaminante se

refiere al ión cianuro y sus complejos: “para alcanzar en el efluente

una concentración en cianuro total por debajo de 2 mg/l, la carga

contaminante del influente no debe sobrepasar el valor de 1 g/ m2

día”.

El sistema diseñado empleaba suelo natural autóctono (2 Ha) y

riego por aspersión de la solución contaminada, de forma que se

promocionaba en gran medida la volatilización del cianuro libre en

forma molecular.

Homestake, Dakota (USA)

Desarrollado por el Dr. Mudder (Smith y Mudder, 1991) para la

detoxificación biológica de residuos de cianuración en el distrito

minero de Homestake, no es un proceso estrictamente pasivo,

aunque utiliza únicamente fuentes naturales de destrucción del

contaminante, el proceso necesita fuentes energéticas no naturales

para llevarse a cabo.

En Homestake, la solución estéril se canaliza a través de grandes

contenedores donde se favorecen las condiciones ambientales para el

67

desarrollo de las reacciones de detoxificación, que son mediadas por

bacterias. Las bacterias utilizan el oxígeno del aire para descomponer

los compuestos de cianuro en nitratos, bicarbonatos y sulfatos. Este

proceso “microbiano” es capaz de oxidar los complejos de cianuro

metálico, los iones metálicos de las especies de cianuro WAD y los

subproductos intermedios de la oxidación del cianuro.

Las ventajas del proceso de tratamiento biológico son su diseño

simple y el buen control del proceso operativo, los bajos costos de las

sustancias químicas y la capacidad para tratar todas las formas del

cianuro y sus subproductos. Las posibles limitaciones de los sistemas

de tratamiento biológico son su reducido rendimiento con

temperaturas frías y con concentraciones muy altas de cianuro.

El proceso en sí, consiste en dos etapas de oxidación bacteriológica

para una asimilación eficaz del contaminante del influente. La primera

etapa consiste en la oxidación del ión cianuro y de los tiocianatos, con

una consiguiente adsorción y/o precipitación de los cationes metálicos

liberados en una biopelícula, según las siguientes reacciones:

MxCNy + 2 H2O + ½ O2 ⇔ HCO3- + NH3 + biopelícula metálica

Donde M = Fe, Cu, Ni, Zn SCN- + 2 H2O +5/2 O2 + 2 e- ⇔ SO42- + HCO3- + NH3

68

El segundo paso es más simple. Los productos de la primera etapa

todavía compuestos tóxicos, se nitrifican, según los procesos

siguientes:

NH4+ +3/2 O2 ⇔ NO2- + 2 H+ + H2O NO2- + ½ O2 ⇔ NO3-

En principio, se creyó que la comunidad bacteriana (varias especies

del género Pseudo monas) era la responsable de la nitrificación, luego

de un tiempo la demostración fue incompleta por esta vía. Para

favorecer, el movimiento se adiciono a los tanques, paletas

agitadoras, para aumentar la alcalinidad del sistema se añadieron

cenizas ricas en cal y se proporcionó nutriente a los microorganismos

ya que en ese entonces el sistema era deficiente.

A pesar de tener costos de mantenimiento muy inferiores a

cualquiera de los métodos de detoxificación, se entiende que el

proceso no puede ser considerado como un tratamiento pasivo

estándar: los costos de instalación ascendieron a 10.000.000 de

dólares americanos en 1990 (Smith and Mudder, 1991).

Nickel Plate (Dakota, USA)

Al cierre de la mina Nickel Plate (1996), ubicado en el distrito minero

de Homestake (Dakota, USA) las soluciones que quedaron en la balsa

de estériles de la planta de tratamiento contenían 1,4 mg/l de

69

tiocianato, lo que obligaba utilizar un proceso de detoxificación de la

solución antes de ser descargado. Aunque inicialmente la compañía

investigó métodos de tratamiento de base química, se decidió ensayar

un proceso de oxidación bacteriológica, para lo cual se contrató, a la

empresa consultora “Microbial Technologies”.

El proceso consiste en una oxidación bacteriológica del tiocianato,

para producir ión amonio y/o amoníaco en un primer paso, y después

convertir estos productos a nitrato en un circuito aerobio. Por último, el

nitrato es convertido a nitrógeno por medio de bacterias

desnitrificadoras en condiciones anaerobias. La operación fue exitosa,

alcanzándose un buen porcentaje de eliminación del tiocianato,

además de ser estable a grandes variaciones en las concentraciones

del contaminante en el influente. Se constató, además, una

eliminación importante de complejos cianurados metálicos en el

circuito aerobio.

Colomac site (Yellowknife, Canadá) Debido al descenso del precio del oro en el mercado, las

operaciones extractivas en la mina Colomac (distrito de Yellowknife)

cesaron en el mes de Diciembre de 1997. Los estériles del proceso

convencional de cianuración se encontraban dispuestos en dos

grandes depósitos (denominadas “Spruce Lake” y “Tailings Lake”), el

70

contenido medio de la solución residual en ese momento, 12 mg/l de

cianuro total y 228 mg/l de tiocianato.

Para la eliminación de los citados contaminantes, se estudió la

posibilidad de emplear ciertas especies de algas que parecían ser las

responsables de reacciones en las que las distintas formas del

cianuro y tiocianato eran convertidas en amoníaco, el cual era

asimilado directamente por las algas como fuente de nitrógeno para

su crecimiento.

Los ensayos de laboratorio realizados a tal efecto pusieron de

manifiesto que la actividad biológica desarrollada era muy

dependiente de la disponibilidad de nutrientes para el crecimiento de

las bacterias y algas. Debido a que la solución a tratar era muy

deficiente en fósforo, se ensayó el efecto que provocaba la adición de

este elemento en la tasa de eliminación de cianuro: así, se probó que

la adición a la solución de concentraciones de fósforo entre 0,6 y 7,3

mg/l (fósforo total) estimulaba el crecimiento de algas de forma que el

tiocianato era eliminado desde concentraciones de más de 100 mg/l a

menos de 0,5 mg/l en un periodo de 30 días (Chapman et al, 2003).

El reactivo utilizado como fuente de fósforo fue un fertilizante de

suelos barato denominado MAP (Mono-Amonio fosfato, NH4H2PO4),

que libera 1 g de fósforo por cada 3,7 g de producto. Se tuvo

71

problemas con las heladas debido a que el reactivo no es muy

soluble, debido a los procesos de degradación natural el contenido en

cianuro total que era 0,45 mg/l en seis meses se redujo hasta 0,06

mg/l. Las concentraciones de tiocianato se redujeron en el mismo

periodo de 110 mg/l a menos de 1 mg/l, aumentando los niveles de

amoníaco, que resultaba ser el producto de su descomposición. A

pesar de estar muy por debajo de 1 mg/l, los niveles de metales en la

solución también descendieron en dicho periodo de forma notable

(entre un 66% para la plata y un 20% para el molibdeno, Chapman et

al, 2003). Se propusieron los siguientes mecanismos de eliminación:

• Oxidación biológica de cianuro y sus complejos:

Mx [CN]y + 2y H2O + y/2 O2 ⇔ x M(y/x)+ + y HCO3- + y NH3

• Oxidación biológica del tiocianato (igual que en el caso de

Homestake):

SCN- + 2 H2O + 5/2 O2 + 2 e- ⇔ SO4 2- + HCO3- + NH3

Apenas se detectó en solución la presencia de nitratos y nitritos, lo

que indica que el amoníaco es directamente metabolizado por las

algas, al menos en concentraciones notables.

Bullfrog mine (Desierto de Amargosa, Nevada, EEUU)

La mina Bullfrog, situada en el estado de Nevada (EEUU) fue

explotada por la compañía Barrick entre 1989 y 1999, llevándose a

72

acabo el desmantelamiento de toda la infraestructura minera durante

el año siguiente. La mina contaba con un único depósito de estériles,

donde se encontraban almacenados, en el momento del cierre, casi 3

millones de metros cúbicos de soluciones residuales del proceso

metalúrgico (Kump, 2004).

Los filtrados del gran depósito (en realidad era un sistema de cuatro

depósitos) eran recogidos en una celda situada a cota inferior y

evaporados (pasiva o forzadamente, en función de su volumen y de la

temperatura ambiente), proceso que se veía favorecido por las altas

temperaturas de la zona (16ºC, con más de tres meses con una

media de 32ºC). Durante la época de operación, la evaporación

natural variaba entre 1,4 l/m2·día y 10,3 l/m2día.

Se diseñó una red de bombeo (bombas de baja potencia, hasta 58

CV, Kump, 2004) hacia las celdas de recogida de filtrados, donde se

situaba el sistema de evaporación forzada.

Desde el cierre de la mina hasta el año 2003 se logró evaporar la

mitad del residuo almacenado (1,5 Miles de m3), aproximadamente a

partes iguales con evaporación pasiva y forzada. La descripción del

sistema de evaporación forzada, su costo y su mantenimiento no han

sido publicados.

73

Fig. N°3.1.- Humedal natural donde se vierten aguas cianuradas (mina Cannon, Wenatchee, Washington, USA).

3.3 Análisis del proceso y su comportamiento

Estas tecnologías utilizan procesos de eliminación de contaminantes que

son más lentos que los sistemas de tratamiento convencional, por lo que,

para lograr resultados similares, se requieren mayores tiempos de retención

del agua de mina dentro del sistema y mayores superficies de tratamiento.

Existen dos factores importantes para alcanzar resultados satisfactorios: la

cinética de los procesos de eliminación y/o transformación de contaminantes

y el tiempo de retención del agua de mina en el sistema de tratamiento. A

veces, en el caso particular de un emplazamiento minero, el tiempo de

retención está limitado por la disponibilidad de terreno suficiente. Sin

embargo, la cinética de los procesos de eliminación de contaminantes se

puede modificar actuando sobre las condiciones medioambientales que

existen dentro del sistema particular de tratamiento.

74

Normalmente, el tamaño de un sistema de tratamiento se determina

haciendo un balance del espacio disponible y los costos de construcción, así

como del caudal, calidad del agua a tratar y la calidad requerida para el

efluente; todo ello se debe comparar con los costos de posibles tratamientos

químicos alternativos.

Los procesos de eliminación de contaminantes se llevan a cabo en la

práctica en distintas formas tecnológicas. Actualmente, los diferentes

sistemas que pueden ser catalogados como pasivos pueden ser agrupados

como:

Sistemas pasivos de medio inorgánico (IMPs, Inorganic Media

Passive systems).

Sistemas de flujo subsuperficial con actividad bacteriana sulfato-

reductora (SFBs, Subsurface Flow Bacterial reduction systems) y

Sistemas pasivo tipo “humedal” (Wetland-type passive-systems).

3.3.1 Los sistemas pasivos de medio inorgánico (IMPs)

Estos sistemas son muy simples; se trata de realizar cambios en la

composición química de la solución que tratan (eliminación de

contaminantes) mediante la precipitación y/o disolución de algunas

especies minerales. Los casos más comunes son los aquellos en los

que el mecanismo clave es la disolución de la caliza (ALDs y OLDs),

proceso mediante el cual se logra ajustar el pH, neutralizar la acidez y

añadir alcalinidad (principalmente en forma de iones bicarbonato) a la

solución.

75

La caliza es ideal para ser empleada en este caso como reactivo

base para promocionar los procesos anteriores, debido a que es

barata, inocua y se encuentra disponible en la gran mayoría de los

distritos mineros (factor clave cuando el sistema aplica a aguas de

mina).

En los sistemas activos, la caliza nunca ha sido muy usada, debido

principalmente a dos razones: su tendencia a ser recubierta

superficialmente con hidróxidos metálicos sólidos (con lo que pierde

su reactividad) y la lenta cinética de su proceso de disolución (si se

compara con otras sustancias, como el hidróxido de sodio). La

tendencia actual de estos sistemas es incorporar, además, algunos

otros medios inorgánicos (fragmentos rocosos, etc.) que puedan

actuar como superficies disponibles donde los precipitados se puedan

acumular. En la mayoría de los casos, este medio alternativo puede

ser inerte (grava silícea), mientras que en algunos casos especiales

se recomienda el empleo de materiales generadores de alcalinidad.

Canales anóxicos de caliza

Los canales de caliza son una aplicación directa de lo comentado

anteriormente; se trata de un canal relleno de fragmentos de caliza de

tamaño tipo grava, generalmente de un diámetro de entre 50 y 75 mm

por el que se hace pasar la solución a tratar. De esta forma se logra,

mediante la disolución de la caliza, generar alcalinidad y neutraliza la

acidez protónica, mediante la acción combinada de los iones

76

carbonato y bicarbonato, según la siguiente reacción (Watzlaf et al.,

2004):

2H+ + CO32- ⇔ H2O + CO2

A este respecto, además de los grupos OH-, también se han

mostrado como generadores de alcalinidad diversos compuestos en

forma iónica: silicato, carbonato y bicarbonato, borato, ligantes

orgánicos, fosfato e ión amonio. En el interior del canal se deben

mantener condiciones reductoras (lo que se logra enterrando el canal,

ver fig. N°3.2), de forma que los metales polivalentes (sobre todo Fe y

Mn) se mantengan en su forma reducida, evitándose así la formación

de hidróxidos y su consiguiente precipitación. Para evitar la

colmatación del substrato con los potenciales hidróxidos, es

importante, no tratar por esta vía soluciones con más de 1 mg/l de

oxígeno disuelto o con más de 2 mg/l de Al3+ y/o Fe3+: estos metales

son susceptibles de hidrolizarse en condiciones reductoras,

precipitando el hidróxido correspondiente (los hidróxidos así formados

recubren los fragmentos de caliza, cesando de esta forma su

disolución y llegando a la colmatación de la sección del canal, con el

consiguiente cese del flujo).

Como consideraciones prácticas se proponen tiempos mínimos de

residencia de 14 horas (estimación del momento en que la generación

de alcalinidad deja de aumentar de manera significativa.

77

Fig. N° 3.2.- Construcción de un sistema tipo ALD (Mina Fe, Salamanca)

Reactores medio carbonatado para eliminación de Mn, Zn, Cd, As

Actualmente se está investigando el comportamiento de sistemas de

substrato carbonatado para la eliminación de contaminantes no tan

comunes como el Fe o el Al en las aguas de mina, como pueden ser

el Mn, Zn, Cd o As.

Además de la calcita, se han realizado ensayos con dolomita y

siderita como lechos. Cabe hacer mención al mejor desarrollado de

estos sistemas, un OCLR (reactores de medio carbonatado) diseñado

para la eliminación del Mn, que se ha patentado bajo la denominación

de “Pyrolusite Process” y que implica el uso de cultivo de bacterias

modificadas genéticamente. Se ha encontrado que la dolomita es un

substrato mucho más eficaz que la calcita en la eliminación del Mn;

78

además, la pirolusita que se forma en la superficie de la dolomita hace

de “sorbente” para el resto de metales en solución (tanto es así, que

en ensayos piloto se ha obtenido una eliminación total de Cu, Zn y

otros contaminantes (Pretorius y Linder, 2001).

Para la eliminación de As y Cd en soluciones ferruginosas, Wang y

Readon (2001), han ensayado con éxito substratos de calcita y

siderita. Además, existen otros sistemas en proceso de desarrollo.

Cascadas de aireación

Aunque se trata de sistemas que no utilizan ningún medio sólido

para el tratamiento del agua, son muy utilizados en los diseños de

sistemas pasivos y en la literatura específica se incluyen dentro de los

sistemas de medio inorgánico.

En algunos casos, cuando la solución a tratar tiene bajos contenidos

en oxígeno disuelto, la aireación de la misma es fundamental para

promover las reacciones de oxidación responsables de la eliminación

de contaminantes (el caso más común en aguas de mina es la

eliminación del Fe2+ por precipitación, previa oxidación a Fe3+). Así, la

forma más común y simple de conseguir el incremento necesario en

oxígeno disuelto es mediante la circulación de la solución por una

cascada de aireación, que consiste únicamente en una serie de

escalones a través de los cuales la solución fluye, por gravedad (es

necesaria entonces, una topografía adecuada para que el elemento

desarrolle su función “pasivamente”).

79

A pesar de su aparente simplicidad, el diseño de cascadas de

aireación es aún objeto de investigación y debate. Sin entrar en

complicadas teorías de mecánica de fluidos, el fundamento de la

aireación es que el flujo de solución “rompe” en cada escalón en finas

láminas, de forma que la superficie de contacto aire-solución es

mayor, maximizando así la transferencia de oxígeno de un medio a

otro. Para asegurar que el proceso anterior tenga lugar

satisfactoriamente, Younger et al. (2002) sugieren 100 mm de

anchura de escalón por cada l/s de caudal a tratar. Las cascadas de

aireación demasiado largas deben evitarse, debido a la rápida

formación y acumulación de precipitados (en todo caso, se dispondrán

tramos de cascada separados por celdas de sedimentación).

Fig. N° 3.3.- Cascada de aireación en funcionamiento (Mina Salamanca España)

80

En la aplicación a aguas de mina, se recomienda que las cascadas

se construyan con materiales resistentes al sulfato, que si bien son

más caros, son sencillos de limpiar y muy robustos.

Cuando no hay espacio disponible, una alternativa a las cascadas

de aireación puede ser la implementación de un venturimetro en línea

con el conducto de circulación de la solución, a la que introduce aire.

3.3.2 Sistemas de flujo sub superficial con actividad bacteriana

sulfato reductora

Los sistemas de flujo sub-superficial con actividad bacteriana

sulfato-reductora se subdividen en dos categorías:

Barreras reactivas permeables (PRB, Permeable Reactive Barrier)

Se utilizan principalmente en la depuración de aguas de acuíferos

contaminados con compuestos inorgánicos, aunque también es una

tecnología válida para aguas subterráneas en general. El concepto de

barrera permeable reactiva es simple: se trata de un medio permeable

constituido por un material geoquímicamente apropiado que se sitúa

transversalmente al flujo de agua subterránea que se pretende tratar.

Al atravesar el flujo la barrera, tienen lugar las reacciones biológicas y

químicas que se intenta promover para la eliminación de los

contaminantes. Así, tras atravesar la barrera, la calidad del agua es

mejorada en gran medida.

Esta tecnología también es actualmente objeto de investigación,

dado que su construcción y mantenimiento son muy delicados (ver

81

figura N°3.4) y su funcionamiento incierto (principalmente debido al

agotamiento del componente reactivo de la barrera y a la colmatación

de sus poros, que derivaría en el cese del flujo).

Fig. N° 3.4.- Construcción de una barrera permeable reactiva (Aznalcollar – Sevilla)

Para el tratamiento de aguas subterráneas contaminadas por

drenajes de minas, el substrato más habitual es un medio orgánico

que pueda crear condiciones ideales para una reducción bacteriana

de los sulfatos. En muchos casos será necesario crear una mezcla de

sustrato orgánico y fragmentos de roca que pueda proporcionar una

buena combinación de reactividad y conductividad (recientes estudios

han puesto de manifiesto que la conductividad ideal para la barrera

sería entre 5 y 10 veces la del acuífero, Gavaskar et al., 1998).

Younger et al. (2002), a partir del estudio de datos presentados por

varios autores sobre el comportamiento de barreras permeables

82

reactivas, estiman que para la mayoría de los casos, un tiempo de

residencia de tres días es suficiente.

En el diseño de estos sistemas resulta esencial un estudio riguroso

tanto de la masa de agua contaminada como de su movimiento. Otros

parámetros de importancia son: la conductividad hidráulica del

acuífero, la velocidad del flujo y la definición y dispersión de la pluma

de contaminante.

Reactores anaerobios para el tratamiento de aguas de mina superficiales

Esta tecnología ha sido estudiada durante la última década para la

eliminación eficaz de metales y sulfatos en las aguas de mina. Se

pensó en reactores anaerobios debido a que, si bien los sistemas tipo

humedal eliminan bien los metales que hay en solución, no ocurre lo

mismo con los sulfatos (eficacia en general inferior al 20%). En la

mayoría de las aguas de mina, el contenido en sulfatos está muy por

encima del contenido en metales debido a que las condiciones

ligeramente oxidantes son aptas para la eliminación de metales, pero

no ocurre lo mismo con los iones sulfato. Así, se pensó en un cambio

en las condiciones del sistema que hiciese más favorable la

eliminación de éstos mediante la combinación de ambientes

reductores en substratos ricos en materia orgánica, condición

necesaria para la actividad de las bacterias sulfato reductoras.

83

Empíricamente se ha demostrado que la dirección del flujo más

adecuada es la vertical, de abajo hacia arriba ya que ayuda a

mantener buenos valores de la porosidad en el sustrato (la circulación

horizontal presenta algunos de los problemas que aparecen en los

sistemas ALD y la circulación vertical a favor del gradiente gravitatorio

provoca un efecto de compactación del sustrato que reduce en gran

medida su permeabilidad). Una medida beneficiosa para evitar el

establecimiento de vías preferenciales de flujo es (además de

alimentar al sistema por diferentes puntos) instalar una capa de grava

fina bien clasificada cada metro, que ayudará a redistribuir el flujo

antes de que éste acceda a la próxima capa reactiva. En la

actualidad, se estima que los tiempos de residencia ideales para un

tratamiento eficaz pueden variar entre cuarenta horas y cuatro días

(Younger et al., 2002).

3.3.3 Sistemas tipo “humedal”

Actualmente, son las tecnologías pasivas más empleadas para el

tratamiento de aguas de mina, y se cree que a corto/medio plazo lo

seguirán siendo. Existen numerosas razones que apoyan esta

predicción, como pueden ser su atractivo económico y

medioambiental, así como el hecho de que comienzan a ser

catalogadas como “tecnologías válidas” para algunos casos concretos

(como la eliminación del hierro, antes citada). En cualquier caso, sí es

cierto que poseen algunas limitaciones de uso y son, por

84

consiguiente, sistemas no aptos en determinadas condiciones (por

ejemplo, para el tratamiento de soluciones con elevadas cantidades

de metales pesados, como Hg o Cd). Las diferentes variedades de los

sistemas tipo humedal son cuatro:

Pozas de sedimentación

Algunos organismos y autores recomiendan que una celda de

sedimentación sea el primer elemento de cualquier sistema pasivo

debido a su simplicidad y su potencial eliminación de sólidos inertes

en suspensión (es decir, eliminar o reducir la turbidez de la solución a

tratar): es evidente que resultará mucho más sencillo retirar el

sedimento acumulado de una celda de este tipo que de un humedal

propiamente dicho, con lo que además se logra prolongar de forma

significativa la vida útil del mismo. Muchas de las soluciones

susceptibles de ser sometidas a un tratamiento pasivo llevarán en

suspensión finas partículas (por ejemplo, de suelo) de naturaleza

inerte, como pueden ser las arcillas o el cuarzo, que quedan

satisfactoriamente retenidas en una balsa de sedimentación.

Un criterio de diseño de primera aproximación es el sugerido por

Younger et al. (2002) para la superficie de una poza de sedimentación

y viene dado por la siguiente expresión:

Asp=100.000· Qd

Donde Asp es el área de la poza, en m2 y Qd el caudal de diseño,

expresado en m3/s. Expresiones más exactas y rigurosas se pueden

85

obtener aplicando la teoría de la sedimentación, pero la expresión

anterior es válida para la gran mayoría de las aguas de mina

convencionales. Para el área obtenida (directamente función del

caudal), el tiempo de residencia puede variar entre 3 y 4 horas,

aunque en ocasiones puede ser deseable mucho más (hasta 72

horas). También se puede emplear para el diseño de estos elementos

la expresión utilizada para los humedales aerobios (ver sección

siguiente) o un criterio muy general, de tanteo: 100 m2 de superficie

por cada l/s de caudal (PIRAMID Consortium, 2003).

La relación longitud: ancho de las celdas de sedimentación, para

operar en buenas condiciones hidráulicas (evitar vías preferenciales

de circulación y cortocircuitos) debe estar comprendida entre 2:1 y

5:1. Por último, conviene diseñar estas unidades con factores de

seguridad importantes, ya que se debe tener en cuenta que, a medida

que se incrementa la acumulación de sólidos y se reduce el volumen

efectivo de la celda, el tiempo de residencia disminuirá.

Humedales aerobios

Los humedales aerobios son actualmente una tecnología aceptada

y establecida para la eliminación de Fe y Mn (también Zn en forma de

carbonato), en aguas netamente alcalinas (pH > 6). El factor común

de estas aplicaciones exitosas de los humedales aerobios es el

predomino de los procesos de oxidación e hidrólisis, junto con varios

mecanismos de sedimentación. El resultado de los procesos de

86

oxidación y de hidrólisis es una producción neta de acidez en forma

de protones, por lo que este tipo de sistemas solamente es apto para

soluciones netamente alcalinas (en el caso de tratar un agua ácida, el

pH caería hasta un valor, generalmente inferior a 5, en el que la

mayoría de los metales son solubles). Para el tratamiento de un agua

ácida por ésta vía, es necesario un pretratamiento para neutralización

de la acidez (por ejemplo, un ALD).

Fig. N° 3.5.- Humedal aerobio (Jennings site, Butler County, Pennsylvania, USA)

Básicamente, un humedal aerobio es una celda rellena con una

somera capa de algún substrato (generalmente orgánico, aunque

puede ser de otro tipo) sobre el cual se plantan especies vegetales

que resulten resistentes a las condiciones de la solución a tratar y que

tengan un papel activo en el proceso depurador a una razón

87

aproximada de un pie de planta por 0,5 m2. La solución a tratar circula

superficialmente, con una lámina de unos 15-25 cm (no menos de 10

cm, para evitar el crecimiento de hierba común). Las especies

vegetales, además de proporcionar condiciones favorables para la

sedimentación de metales, provocan una circulación más sinuosa

(lenta) del flujo, alterando de la misma manera el perfil de velocidad

del flujo en profundidad: todo esto favorece la eliminación de metales

mediante lentas reacciones químicas y biológicas. Además, sus

marcados ciclos vitales derivan en un importante aporte de materia

orgánica al substrato, apto para el desarrollo de procesos de

degradación biológica. A pesar de que existen procesos de absorción

de contaminantes por las especies vegetales, que a menudo se ven

reflejados en elevadas concentraciones de los mismos en la biomasa

vegetal, no son mecanismos cuantitativamente importantes en la

mejora de la calidad de la solución a tratar.

En cuanto al diseño de estos sistemas, aunque existen manuales de

referencia, las recomendaciones generales son las siguientes

(Younger et al., 2002):

Asegurar que el substrato quede dispuesto según una

superficie no demasiado regular, preferiblemente ondulada, de

forma que la lámina de solución a tratar tenga diferentes

valores, que se creen pequeñas islas, zonas densamente

vegetadas y zonas sin vegetación. Así, un habrá mayor

disponibilidad de hábitats y mayor variedad de actividad

88

biológica, y el flujo será más lento. Todas estas

consideraciones dotarán al sistema de mayor eficiencia. En

este punto cabe poner de manifiesto que cualquier humedal

aerobio tendrá partes importantes anaerobias (siendo la regla

igual de válida en sentido contrario).

En la celda, establecer por todos los taludes pendientes de

ratio 1:3 (vertical: horizontal) o menores, para hacer más

accesible la superficie del sistema.

Establecer vegetación arbustiva en el entorno del sistema y

evitar los grandes árboles.

Evitar en la morfología del sistema los ángulos rectos (se crean

zonas donde apenas hay flujo) y las líneas rectas marcadas

que, por otra parte, no se integran tan bien en el entorno como

las formas redondeadas.

Distribuir el influente lo más uniformemente posible a lo ancho

del sistema.

Humedales de substrato orgánico (Compost wetlands)

Los humedales aerobios fueron las primeras tecnologías pasivas

que se emplearon para el tratamiento de aguas de mina. Pronto se

hizo patente el problema de estos sistemas: al ser aplicados a un

agua netamente ácida, provocaban un nuevo descenso del pH en las

mismas, debido a la liberación de protones durante la hidrólisis del

Fe3+ y del Al3+. Con el desarrollo de la tecnología, se fue contrastando

89

que este efecto de disminución del pH era mucho menos marcado en

aquellos sistemas en los que se habían añadido al substrato algunas

capas de substrato orgánico (compost) para promover el crecimiento

de los vegetales.

Así, se pensó en la idoneidad de los humedales de sustrato

orgánico como variante a los humedales aerobios. Aparentemente,

tienen el mismo aspecto que éstos: esto es, una celda con una capa

de substrato en el que pueden ser plantadas especies vegetales. La

principal diferencia es la naturaleza del substrato, al incorporar los

humedales de substrato orgánico, como su propio nombre indica,

capas de material rico en materia orgánica, favoreciendo así la

actividad bacteriana responsable de la reducción de los sulfatos,

proceso responsable del consumo de acidez, de la generación de

alcalinidad en forma de bicarbonato y de parte de la eliminación de Fe

y Zn en forma de sulfuros y del Mn en forma de óxido o carbonato.

Además, la eliminación del Al en forma de hidróxido se ve favorecida

por la subida del pH de la solución a tratar. En estos sistemas, una

parte del flujo es superficial, estando entonces el substrato en un

continuo proceso de intercambio iónico y molecular con los solutos,

mediante diferentes mecanismos químicos (principalmente difusión

molecular). La interface substrato solución es la zona clave de

desarrollo de procesos de eliminación de contaminantes ya que es,

además, la frontera mediante la cual entran en contacto la solución

90

oxigenada que se pretende tratar y la solución que satura el substrato,

que se encuentra en condiciones anaerobias (se debe mantener

siempre saturado).

Otro factor que entra en juego añadiendo complejidad al sistema son

las potenciales raíces de las especies vegetales (generalmente Typha

o Phragmites) que mantienen condiciones locales ligeramente

oxidantes en la interface, inhibiendo de esta forma la actividad de las

bacterias anaerobias, pero proporcionando nutrientes orgánicos

necesarios para la comunidad bacteriana sulfato-reductora.

Siendo tal su complejidad bioquímica, los humedales de substrato

orgánico (en algunas ocasiones denominados “humedales

anaerobios”) son fácilmente desequilibrados. Por ejemplo, raramente

son capaces de eliminar más del 20% de la carga de sulfatos que

reciben (Jarvis y Younger, 2000).

Actualmente se tiende a emplear este tipo de sistemas únicamente

en aquellas ocasiones en las que otras tecnologías alternativas no

son viables. En cuanto a las características de diseño de estos

sistemas, son similares a los humedales aerobios.

La acidez protónica, el tamaño de estos sistemas depende tanto

de la carga contaminante como del caudal de entrada, por tanto, el

tratamiento de estas aguas de mina dirigirá su atención tanto a

91

procesos de eliminación de los metales como a las reacciones de

neutralización de acidez. Para que el sistema quede perfectamente

dimensionado es necesario conocer el valor de la acidez total. Hedin

et al., 1994 propusieron la siguiente fórmula para calcular el valor de

la Acidez calculada (Acc):

Acidez total (mg/l equivalentes de CaCO3) = 50 (2[Fe 2+/56] +

3[Fe 3+/56] + 2[Mn 2+/55] + 3[Al 3+/27] + 2[Zn 2+/56] + 1000· (10 -pH))

Donde se recomienda introducir otros cationes, tales como los de Cu

o Cd, si se encuentran presentes en concentraciones significantes

(Younger et al., 2002).

La superficie mínima requerida, se calcula con el valor de la

acidez y los caudales conocidos que se quieren tratar, se consigue

fácilmente mediante la fórmula:

Área (m2) = [Acc (g/m3) * Q (m3/d)] / 30-50 (g de acidez/m2 * d) Ese valor de 30-50 g de acidez por metro cuadrado y por día es un

criterio de referencia sobre eliminación de acidez propuesta por Hedin

(Hedin et al, 1994), en base a la experiencia obtenida tras el estudio

de varios de estos sistemas en funcionamiento en USA.

Estos criterios de dimensionamiento, están definidos en base a los

resultados alcanzados en numerosas experiencias de campo y

laboratorio.

92

El último parámetro que se requiere para la construcción hace

mención al tiempo de residencia del agua en el sistema y la

profundidad o espesor que debe tener el mismo:

tres (h) = V (m3) / Q (m3 /h)

O que es lo mismo:

tres (h) = [S (m2) * d (m) * μ ] / Q (m3 /h)

Donde:

- tres: es el tiempo de residencia

- S: el área calculada para el sistema.

- d: espesor del substrato.

- μ: porosidad del substrato (%)

- Q: caudal de entrada.

En cuanto a la capa de caliza se recomienda colocar un espesor de

entre 0,5 y 1 m, puesto que capas de menor espesor no parecen ser

eficaces en el proceso de generación de alcalinidad (Watzlaf et al,

2004).

En este caso y con el fin de aumentar la eficacia, se han tomado los

siguientes criterios para cada una de las capas que constituyen como:

• Capa de caliza: 1m de espesor y un 40% de porosidad (D80 en

torno a 25 mm).

• Substrato orgánico: 0,5 m de espesor y un 30% de porosidad.

93

• Lámina de agua: 1,5 m de espesor y un 100% de porosidad.

Todos estos datos se utilizarán más a delante para el cálculo de los

tiempos de residencia y para conseguir que este sistema sea lo más

exitoso posible, se consideró como criterio de dimensionamiento para

la eliminación de acidez, el propuesto por Watzlaf, igual a 40 g/m2 * d.

En cualquier caso, el modelo no parece ser tan apto como lo es

para el diseño de humedales aerobios. Debido a las diferentes

solubilidades de los metales comunes en función del pH, los

humedales de sustrato orgánico eliminan preferentemente ciertos

metales, en el siguiente orden: Al, Fe, Cu, Zn, Cd, Mn (Lamb et al.,

1998).

El espesor ideal de la capa de substrato orgánico (preferentemente

de naturaleza básica) es de unos 0,5 m. No se recomiendan

espesores mayores debido a que:

• El costo de la construcción sería superior.

• Las capas demasiado profundas contribuirán poco a los

procesos de eliminación, que se desarrollan preferentemente en

la zona superficial, y

• Substratos muy profundos implican un mantenimiento

complicado.

Como indicaciones finales, apuntar que no es deseable compactar

el sustrato, de modo que posea una buena permeabilidad

(conductividades hidráulicas entre 0,01 y 1 m/d son aceptables) y que

94

se sugiere instalar pequeños diques de substrato (bermas)

perpendiculares a la dirección del flujo, para maximizar el contacto

con la solución, al aumentar el recorrido por seguir una trayectoria

serpenteante. Para asegurar la presencia de bacterias sulfato-

reductoras en el substrato, generalmente basta con incluir en cierta

proporción material fecal de mamíferos.

Algunos de los substratos que se han probado hasta la fecha con

éxito son (Younger et al., 2002): estiércol de vaca y/o de caballo,

ambos mezclados con paja, residuos vegetales, residuos de plantas

depuradoras de agua y residuos orgánicos derivados de la industria

del papel. Por último, la presencia de especies vegetales, si bien es

beneficiosa para los aspectos hidráulicos y como generadora de

nueva materia orgánica, es opcional en este tipo de sistemas.

Sistemas reductores y generadores de alcalinidad (RAPs,

Reducing and Alkalinity Producing Systems)

Los sistemas tipo RAPs nacieron como una alternativa a los

sistemas ALD, cuyas aplicaciones se veían restringidas a efluentes

con bajos contenidos de oxígeno disuelto, de Fe3+ y de Al3+. Además,

resulta obvio que un ALD sólo puede ser un primer elemento de un

sistema pasivo, ya que es ineficaz situarlo tras una celda de

sedimentación o tras un humedal aerobio. Un sistema RAPs

propiamente dicho consiste en un ALD recubierto por una capa de

compost, cuya función es reducir los cationes de Fe3+ a Fe2+ y reducir

95

el contenido en oxígeno disuelto (principalmente por medio de

actividad bacteriana) antes de que la solución a tratar entre en

contacto con las partículas de caliza. En estas condiciones, el rango

de soluciones que se pueden tratar mediante un sistema generador

de alcalinidad se hace más amplio. En la práctica, a pesar de que en

la capa de compost suprayacente tienen lugar otros fenómenos en

cierta medida (reducción de sulfatos y eliminación de hierro en forma

de sulfuro y de aluminio en forma de hidróxido, hecho este último que

se ve reforzado por la inexistencia en estos sistemas de

acumulaciones de hidróxidos que recubran los fragmentos de grava

calcárea), los sistemas RAPs se diseñan con la simplificación de que

en la capa orgánica solamente se reduce el hierro y disminuye el

contenido en oxígeno disuelto. En ocasiones se pueden mezclar

ambos substratos, quedando una única capa aproximadamente

homogénea en composición.

Estos sistemas generalmente funcionan con un flujo vertical: de este

modo, como la totalidad de la solución es obligada a atravesar los dos

sustratos, el sistema suele ser mucho más eficiente que los

humedales de sustrato orgánico (o bien requiere mucho menos

espacio para lograr el mismo nivel de tratamiento, en términos de

mejora de la calidad de la solución objeto). Siempre que sea viable (la

diferencia de cota topográfica ideal para establecer el sistema es de 5

m, y no ha de ser mucho menor), suele ser la mejor alternativa para el

96

tratamiento de la mayoría de las aguas de mina (Younger et al.,

2002).

El diseño de los sistemas tipo RAPs sigue los mismos patrones que

el ALD, es decir, dimensionar la capa del material generador de

alcalinidad (caliza) para un tiempo de residencia de la solución en su

interior de unas 14 horas.

Mediante el empleo de estos sistemas, se han logrado reducciones

de acidez de hasta 40 g/día·m2, siendo el rango habitual entre 25 y 30

g/día·m2 (Watzlaf et al., 2004). Una vez conocido el volumen de

sustrato, se recomienda que éste se distribuya de forma que su altura

sea de al menos 0,5 m, dependiendo el cálculo del área disponible

para el sistema.

El volumen de caliza generalmente se sitúa dentro de un cuerpo de

arcilla compactada, impidiendo así la infiltración en profundidad, y se

dispone un sistema de drenaje (tubería perforada en el caso más

común) en la parte inferior para la evacuación del efluente. Para la

capa de compost se recomienda también un espesor mínimo de 0,5 m

y al menos 1,5 m más entre la capa superior y la entrada, para que la

lámina de solución almacenada actúe como fuerza motriz (presión

hidrostática) para que solución siga circulando a través del sustrato en

el caso en que éste se colmate parcialmente (inevitable en la mayoría

de los casos).

97

Para evitar la colmatación total del substrato y el cese del

funcionamiento del sistema, se emplea un método de limpieza

denominado “flushing”, que consiste en introducir en la capa de caliza

una gran cantidad de agua a presión por medio de unas tuberías

dispuesta a tal efecto, de forma que el flujo violento así provocado sea

capaz de arrancar y evacuar los de hidróxidos precipitados sobre los

fragmentos de roca. Es importante (el propio fundamento del sistema)

el asegurarse de que la solución a tratar únicamente alcanzará la

caliza tras atravesar la capa de compost, cuyas propiedades son las

mismas que se han apuntado para los humedales de substrato

orgánico.

Las especies vegetales en esta tecnología no son necesarias,

aunque sí opcionales. En la mayoría de los sistemas se trabaja con

una lámina potente de solución, lo que evita el desarrollo de

vegetación. Actualmente, para el tratamiento de aguas de mina

extremadamente ácidas, se tiende a disponer varios sistemas tipo

RAPs en serie, separados con pozas de sedimentación para la

precipitación de hidróxidos de hierro.

98

3.3.4 Sistemas Semi- Pasivos

Su origen se encuentra en el hecho de que los sistemas pasivos

poseen ciertas limitaciones que, en algunos casos, podrían ser

superadas mediante la aplicación de fuentes energéticas no naturales

o mediante la adición de pequeñas dosis de ciertos reactivos,

quedando buena parte del proceso de descontaminación de la

solución bajo la responsabilidad de un sistema pasivo de alguno de

los tipos anteriores.

Aireadores

En algunos casos, es conveniente introducir oxígeno en la solución a

tratar, siendo habitual el empleo de hidro-aireadores (agitadores de la

solución).

Puntualmente, pueden aprovechar la energía eólica natural para este

fin, aunque en la mayoría de las aplicaciones son de propulsión

mecánica.

3.4 Importancia del método de pantanos artificiales

La importancia de los humedales ha variado con el tiempo. En el periodo

carbonífero, es decir hace 350 millones de años, cuando predominaban

ambientes pantanosos, los humedales produjeron y conservaron muchos

combustibles fósiles (carbón y petróleo) de los que hoy dependemos. El

progreso del conocimiento científico de los humedales ha puesto en

evidencia unos bienes y servicios más sutiles y han sido descritos a la vez

99

como los riñones del medio natural, a causa de las funciones que puedan

desempeñar en los ciclos hidrológicos y químicos.

Los humedales se encuentran entre los ecosistemas más productivos del

mundo. Proporcionan el soporte del agua y productividad primaria de la cual

dependen para su supervivencia un número incontable de especies de

plantas y animales. Son una alternativa más barata económicamente que los

tratamientos tecnológicos como los fangos activos o los filtros.

Los humedales artificiales se han empleado ampliamente para el

tratamiento de aguas residuales urbanas. Asimismo, se han aplicado para el

tratamiento pasivo de contaminación difusa incluyendo los drenajes ácidos

de minas. Su capacidad para eliminar metales de drenajes ácidos de mina

ha sido ampliamente documentada.

Además, los humedales junto con su importancia función de hábitats para

la vida silvestre pueden ser usados como áreas recreacionales. Como lo

señala P.L Younger, uno de los principales intereses del empleo de los

humedales artificiales como sistema de tratamiento de aguas contaminadas

es la posibilidad de integrarlos en un paisaje y conseguir una buena

conexión con los ecosistemas presentes en la zona. Los humedales son un

complejo sistema de plantas, microorganismos y substrato que juntos

funcionan como un filtro biogeoquímico.

La eliminación de metales en humedales es el resultado de diferentes

procesos biogeoquímicos, incluyen procesos aeróbicos y anaeróbicos en la

100

columna de agua, en la superficie de plantas vivas y en descomposición del

sustrato. Esta eliminación se debe principalmente a procesos

microbiológicos.

Fig. N° 3.6.- Distribución del caudal (mina Salamanca-España)

Los drenajes ácidos de mina son un problema ambiental de primer orden,

es necesario investigar para conseguir una adecuada gestión de los mismos,

reduciendo o en su caso minimizando su impacto ambiental. Objetivo

principal del presente estudio el cual se analizará el manejo de las aguas

ácidas por el sistema pasivo, en la quebrada desaguadero (altura de

botadero norte del tajo “Tentadora”).

3.5 Mecanismo de depuración de los contaminantes

Los humedales reúnen ciertas características biológicas, físicas y

químicas, que les confieren un elevado potencial auto depurador, pueden

101

alcanzar gran complejidad por sus diversas reacciones; entre los

mecanismos de su proceso de depuración y remoción se pueden definir lo

siguiente:

Proceso de remoción física

Los pantanos artificiales son capaces de proporcionar una alta

eficiencia física en la remoción de contaminantes asociado con

material particulado. El agua natural se mueve muy lentamente a

través del Wetland, debido al flujo laminar característico y la

resistencia proporcionada por las raíces y plantas flotantes. La

sedimentación de los sólidos suspendidos se promueve por la baja

velocidad de flujo y por el hecho de que el flujo es con frecuencia

laminar en el Wetland. Las esteres de plantas en el Wetland pueden

servir como trampas de sedimentos, pero su rol primario es la

remoción de sólidos suspendidos para limitar un material particulado.

La eficiencia de remoción de sólidos suspendidos es proporcional a

la velocidad de particulado fijo (granulometría) y la longitud del

serpentín; para propósitos prácticos, la sedimentación es usualmente

considerada como un proceso irreversible, resultando en acumulación

de sólidos y contaminantes asociados sobre la superficie del suelo

Wetland. Algo de re suspensión podría ocurrir durante periodos de

velocidad de flujo alta. Más comúnmente es el resultado de la

turbulencia de la dirección del viento, bioturbación (perturbación por

animales y humanos) y desprendimiento de gas. El desprendimiento

102

de gas resulta a partir de gases como el oxígeno, a partir de la

fotosíntesis del agua, metano y dióxido de carbono, producido por los

microorganismos en el sedimento durante la descomposición de la

materia orgánica.

Proceso de remoción biológica

La remoción biológica es quizá el camino más importante para la

remoción de contaminantes en los pantanos artificiales.

Extensamente reconocido para la remoción de contaminantes en los

wetlands es la captación de la planta. Las impurezas que también son

nutrientes esenciales para las plantas, tales como nitrato, amonio,

fósforo, son tomados fácilmente por las plantas del wetland. Sin

embargo muchas especies de plantas de wetland son capaces de

captar, e incluso acumular significativamente metales tóxicos como:

plomo, hierro, cadmio.

La velocidad de remoción varía por el crecimiento de las plantas y la

concentración del contaminante en el tejido de la planta. El

almacenaje de alimentos en algas es relativamente a corto plazo,

debido al rápido ciclo de rotación (corto ciclo de vida) de algas. Las

bacterias y otros microorganismos en el suelo también proveen,

captan y almacenan nutrientes a corto plazo y algunos otros

contaminantes. Las bacterias del suelo, utilizan el carbono (C) de la

materia orgánica como fuente de energía, convirtiéndola a gases de

bióxido de carbono (CO2) o metano (CH4).

103

Esta precipitación de sulfuros en un substrato orgánico permite

adicionalmente decrecer la acidez del entorno mediante la siguiente

reacción:

2CH2O + SO42- → H2S + 2HCO3 -

M2+ + H2S + 2HCO3- → MS + 2 H2O + 2CO2

Donde CH2O representa la materia orgánica.

Proceso de remoción química

El proceso químico más importante de la remoción de suelos del

wetland es la adsorción, que da lugar a la retención a corto plazo o a

la in movilización a largo plazo de varias clases de contaminantes. La

absorción es un término ampliamente definido para la transferencia de

los iones (moléculas con carga positiva y negativa) a partir de la fase

de la solución (agua) a la fase sólida (suelo). La absorción describe

realmente un grupo de procesos, que incluyen reacciones de

adsorción y de precipitación. La adsorción se refiere a la unión de

iones a las partículas del suelo, por intercambio catiónico o absorción

química. El intercambio catiónico implica la unión física de los

cationes (iones positivamente cargados) a las superficies de las

partículas de la arcilla y de la materia orgánica en el suelo. Esto es

una unión mucho más débil que la unión química, por lo tanto, los

cationes no se inmovilizan permanentemente en el suelo.

La absorción química representa una forma más fuerte y más

permanente de vinculación que el intercambio catiónico. El fosfato

puede también precipitarse con los óxidos de hierro y aluminio para

104

formar un nuevo mineral compuesto (fosfatos de Fe y Al), que son

potencialmente muy estables en el suelo, produciendo el

almacenamiento de fosforo a largo plazo. Otra reacción importante de

precipitación que ocurre en los suelos del wetland es la formación de

sulfuros de metales. Tales compuestos son altamente insolubles y

representan los medios eficaces para inmovilizar muchos metales

tóxicos en wetlands. La volatilización, que implica la difusión de un

compuesto disuelto desde el agua en la atmosfera, es otro

mecanismo potencial de la remoción del contaminante en los

wetlands, la volatilización del amoniaco (NH3) puede dar lugar a la

remoción significativa de nitrógeno, si el pH del agua es alto (mayor

que 8.5). Sin embargo, a pH más bajo cerca de 8.5; el nitrógeno del

amoniaco existe casi exclusivamente en forma ionizada (amonio,

NH4+), que no es volátil. Muchos tipos de compuestos orgánicos son

volátiles y se pierden fácilmente a la atmosfera desde los wetlands y

de otras aguas superficiales. Aunque la volatilización puede remover

con eficacia ciertos contaminantes del agua, puede demostrar ser

indeseable en algunos casos, debido al potencial para contaminar el

aire con los mismos contaminantes.

3.6 Capacidad de eliminación de contaminantes

Para realizar estimaciones precisas de la capacidad de eliminación de

contaminantes de un sistema de tratamiento se requiere que dicho sistema

contenga concentraciones excesivas de contaminantes. Un sistema que sea

105

completamente efectivo puede suministrar una indicación de la eliminación

de contaminantes que tiene lugar, pero no puede suministrar una estimación

de las capacidades de los procesos de eliminación, puesto que la proporción

de eliminación de contaminante puede estar limitada simplemente por la

proporción de carga de contaminante. Solamente cuando el humedal está

sobrecargado en un determinado metal, por ejemplo, pueden ser evaluadas

las capacidades de eliminación de dicho metal en el humedal. Así, además

de los niveles de entrada y salida del contaminante, es preciso tener en

cuenta consideraciones hidráulicas, térmicas y termodinámicas (cinética del

proceso de eliminación). Se suele suponer una única reacción de primer

orden para el cálculo de la tasa de eliminación:

Ct = Ci·exp(-kt·t)

Donde Ci y Ct son las concentraciones del contaminante estudiado en el

influente y en el efluente respectivamente, t el tiempo de tratamiento y kt es

la constante de la reacción de primer orden responsable de la eliminación

(función de la temperatura).

106

Simulación para el ión Fe (prueba en botella)

Ln C = Ln Co - kt t kt=(1/t)(Ln (Co/C)) Tabla Nº 3.1.- Correlación lineal de primer orden para el ión Fe

C tiempo Ln C Fe(mg/lt) hr 40.14 0 3.6924

35 1 3.5553 25 3 3.2189 10 10 2.3026 8 12 2.0794 5 15 1.6094 2 22 0.6931

0.1 44 -2.3026 Kt = 0.136 Ci = Co = 39.087 Ct = C r2 = 0.9998 C=39.09*exp(-0.136t)

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

0 10 20 30 40 50

Fe (m

g / lt

)

Tiempo (horas)

CURVA CINETICA SIMULADA DEL IÓN Fe

Ct(t)

Ct

Fig.Nº 3.7.- Curva cinética para la capacidad de eliminación del ión Fe.

107

Para conseguir un aumento de la capacidad de eliminación de

contaminantes, la circulación de la solución a través el humedal debe ser

lenta, lo que implica un mayor tiempo de residencia en su interior, y el flujo

debe producirse no solamente en sentido horizontal, sino también vertical.

Las características del humedal harán que una vez puesto en

funcionamiento se cree en él una zonación tanto horizontal como vertical.

La zonación horizontal está relacionada con la mejora progresiva que

experimenta la calidad del agua a medida que circula por el humedal. La

zonación vertical se produce como consecuencia de la baja difusión del

oxígeno en los medios acuosos. Así, las zonas inferiores del substrato

tendrán unas condiciones anaerobias, mientras que en la superficie del

substrato existirá una capa donde se darán condiciones oxidantes, debido

principalmente a la rápida velocidad con la que el oxígeno es transportado a

través de la interfase atmósfera-agua, la escasa presencia de

microorganismos consumidores de oxígeno y la producción de oxígeno

fotosintético por parte de las potenciales algas que pueda haber presentes.

Las concentraciones de contaminantes decrecen a medida que la solución

a tratar fluye a través del sistema, debido a que ciertos procesos químicos y

biológicos (en ocasiones extremadamente complejos, como se ha apuntado)

eliminan los contaminantes de la solución y también porque las

concentraciones se diluyen por entrada de agua no contaminada. Para

108

reconocer y cuantificar la eliminación de contaminantes por los procesos

químicos y biológicos en los sistemas de tratamiento pasivo, es necesario

eliminar los efectos de dilución.

Mediante estudios detallados del balance hidrológico y químico, se pueden

determinar dichos efectos, pero a veces no se tienen datos hidrológicos

suficientes. En este caso, un método alternativo y comúnmente aplicado

para distinguir los efectos de dilución de aquellos debidos a procesos

químicos y biológicos es mediante el uso de un ión cuya concentración se

conserve (es decir, un ión “conservativo”). El ión elegido no debe participar

en ninguna reacción química entre los puntos de muestreo inicial y final, por

lo que se le exigen las siguientes características (Younger et al., 2002):

• Debe estar presente en el agua a tratar en una concentración lo

suficientemente elevada (a partir de 50 mg/l) de forma que su

concentración pueda ser medida de una forma rigurosa.

• En las aguas diluyentes debe estar presente en concentraciones muy

pequeñas (menos de 5 mg/l).

• Debe ser no reactivo en las condiciones de pH y Eh a las que

generalmente operan los sistemas pasivos

Por definición, la concentración de un ión de este tipo entre dos puntos de

muestreo cambia solamente debido a una dilución o una evaporación. Así,

los cambios en las concentraciones de iones contaminantes que

proporcionalmente exceden a las de los iones que se conservan, pueden ser

atribuidos a procesos químicos y biológicos en el humedal.

109

CAPITULO IV

ASPECTOS GENERALES DEL PROYECTO

4.1 Ubicación del proyecto

El lugar donde se ubica el proyecto se encuentra ubicado en la parte

inferior del Botadero Norte del tajo Tentadora, cuyas filtraciones de sus

aguas ácidas discurren hacia la quebrada desaguadero; dicho lugar se

encuentra localizado en el paraje pampa de Larco, distrito de Angasmarca,

provincia de Santiago de Chuco y departamento de la Libertad.

Aproximadamente a 180 Km; al este de la ciudad de Trujillo, las

coordenadas de ubicación del proyecto son Este 829657 – Norte 9104885

(Véase plano de ubicación).

Altitud

Unidad minera Santa Rosa : 3200 a 3600 m.s.n.m.

Sistema pasivo de tratamiento

de aguas ácidas : 3170 m.s.n.m.

4.2 Accesibilidad

El acceso a la zona del proyecto desde Trujillo, se realiza vía terrestre por

una carretera asfaltada hasta el desvío a la ciudad de Otuzco y luego por

110

una carretera afirmada en estado regular pasando por los poblados de

Moyobamba, Motil, Shorey, entre otros hasta la zona de ubicación del

proyecto, la distancia de Trujillo a la unidad minera es 142 Km

aproximadamente.

4.3 Climatología

Se caracteriza por presentar elevadas tasas de humedad y precipitaciones

constantes en épocas de lluvias entre los meses de Diciembre y Abril, en

épocas de verano las heladas son fuertes sobre todo en horas de la

madrugada.

Tabla Nº 4.1.- Resumen de datos meteorológicos del año 2010

RESUMEN DATOS METEOROLOGICOS 2010

Temp. rom.

°C

Temp. Máx °C

Temp. Mín. °C

Hum. Rel. %

Veloc. Viento

Promedio (Km/hr)

Veloc. Viento Máximo (Km/hr)

Dirección del

viento

Precip. Total (mm)

Precip. máxima

24 h

ENERO 9.90 18.9 3.9 78.57 3.87 41.8 wsw 92.6 23.19

FEBRERO 10.17 17.8 4.9 79.17 4.92 53.1 NNE 137 17.2

MARZO 9.99 18.7 6.3 79.17 3.95 49.9 ENE 291 35.61

ABRIL 10.18 18.2 6.3 81.53 3.76 46.7 NNE 118.9 18.8

MAYO 10.49 21.7 5.9 68.04 2.23 46.7 wsw 29.2 16.41

JUNIO 9.79 17.9 4.4 63.41 3.93 53.1 NE 23.8 10.59

JULIO 9.62 18.9 4.5 59.58 2.87 38.6 SE 10.4 4.8

AGOSTO 9.88 19 4.8 50.69 3.46 51.5 E 3.4 2.79

SETIEMBRE 9.74 19.3 4.7 59.76 3.55 61.2 NE 31.4 12.19

OCTUBRE 9.44 19.6 4 57.33 3.26 57.9 ESE 33.2 6.81

NOVIEMBRE 9.19 19.6 3.3 61.66 3.23 57.9 E 34 21.41

DICIEMBRE 7.96 16.7 3.1 79.35 2.07 45.1 ESE 172.6 15.6

9.70 21.70 3.10 68.19 3.43 61.20 977.50

Fuente: Estación metereológica de Clarita-Unidad minera COMARSA.

111

050

100150200250300

PREC

IPIT

ACIO

N TO

TAL (

mm

)

PRECIPITACIONES MENSUALES - 2010

MESES

Fig.Nº 4.1.- Precipitaciones Mensuales referente al año 2010

4.4 Geología A continuación se describe las características de las rocas existentes, las

cuales causan la generación de las aguas acidas en la zona del botadero

norte del tajo Tentadora (Dique de la Quebrada Desaguadero), lugar donde

se desarrollara el proyecto del tratamiento pasivo, aplicando los Pantanos

artificiales (Wetland). Las muestras que se tomó en diferentes lugares del

botadero, fueron analizadas por logueo, como principal incidencia fue la

caracterización de las rocas generadoras de acidez.

4.5 Caracterización de las rocas A continuación se describe las características de las rocas existentes, las

cuales causan la generación de las aguas ácidas en la zona del botadero

norte del tajo Tentadora (Dique de la Quebrada Desaguadero), lugar donde

se desarrollará el proyecto del tratamiento pasivo, aplicando los Pantanos

112

artificiales (Wetland). Las muestras que se tomó en diferentes lugares del

botadero, fueron analizadas por logueo, y la principal incidencia fue la

caracterización de las rocas generadoras de acidez.

4.5.1 Rocas que no son generadoras de acidez

Cuarcita: Roca metamórfica generadas a partir de arenisca cuarzosa

que han sufrido una recristalización que ha modificado la porosidad

original. Contiene un 80 a 90 % de SiO2, el cual es un elemento estable

que no se descompone, por lo que no genera impacto ambiental.

4.5.2 Rocas que generan acidez

Lutita Carbonosa: Se presenta en láminas muy finas intercaladas con la

cuarcita y arenisca cuarzosa, es una roca arcillosa color oscuro a negro

que presenta dentro de su composición orgánica pirita fina diseminada,

en venillas, la cual le permite ser generadora de aguas ácidas, por lo que

es un material altamente contaminante para el Medio Ambiente.

Presenta textura laminar (capas muy finas) y es de naturaleza friable.

Se hace una descripción detallada de la zona generadora de aguas

ácidas en el tajo Tentadora para lo cual se han tomado 4 muestras de

campo de la zona que tiene entre 80 a 100 m; de potencia de material

carbono (miembro C), suprayaciendo a la cuarcita con contenido

mineralógico.

113

MUESTRA N° 01: Coordenadas UTM: 827220, 9103081

Se observa una secuencia de cuarcita (60%) color gris oscuro a negro

de grano fino a medio subredondeado, textura granoblástica

intercalada con lutita carbonosa (40%) de textura laminar (son capas

muy finas de 1 a 2 mm de espesor). También se observa presencia de

pirita diseminada 0.5% muy esporádica.

MUESTRA Nº 1. MUESTRA Nº 2. Fig. N°4.2.- Fotos de las muestras N°1 y 2, estudiadas en el logueo


Lutita carbonosa (60%) con textura laminar (capas muy finas)

intercalado con lutita color gris oscuro a negro (40%) de grano fino y

moderada presencia de cuarcita color gris oscuro a negro de grano

medio. También hay presencia de pirita de 1 a 1.5 % en venillas muy

finas y diseminada.

114

MUESTRA Nº 3. MUESTRA Nº 4. Fig. N°4.3.- Fotos de las muestras N° 3 y 4, estudiadas por logueo


Cuarcita color gris oscuro a negro de grano fino a medio intercalada

con lutita carbonosa de textura laminar en capas muy finas en todo el

tramo. Se observa presencia de pirita de 1 a 2% en venillas muy finas

y también diseminada.


Lutita carbonosa (80%) de grano fino, textura laminar intercalada

con cuarcitas y areniscas cuarzosas de grano fino a medio (20%),

textura granoblástica. Se observa también presencia de pirita de 1 a

2% en venillas muy finas y diseminada.

115

Por lo que se concluye que:

• La zona observada tiene una potencia de 80 a 100 m; de material

carbonoso la cual se emplaza en el miembro C.

• La roca generadora de acidez es la lutita carbonosa

principalmente con venillas de pirita diseminada.

116

CAPITULO V

EVALUACIÓN EXPERIMENTAL

5.1 Caracterización de los efluentes

El tratamiento de aguas ácidas en la Quebrada Desaguadero, proveniente

de las filtraciones del depósito de desmonte norte de Tentadora, cuyas

aguas escurren por el dique ubicado en la parte inferior del botadero, está

causando impacto ambiental en la zona, ya que sus aguas se direccionan

hacia el río Ucumal, ubicado en la parte inferior de dicha quebrada. Los

objetivos del tratamiento son:

- Implementar un tratamiento pasivo de las filtraciones de aguas ácidas

generadas en la parte baja del botadero norte de Tentadora, margen

derecha de la quebrada Desaguadero.

- Alcanzar una calidad de agua en la quebrada Desaguadero cuyos

valores se encuentren dentro de los estándares de calidad de aguas

(ECAs) aplicable para la categoría III (riego de vegetales tallo corto y

bebida de animales.

- Determinar y/o fijar parámetros de diseño para el proyecto a

ejecutarse, en mayor magnitud.

117

Características físicas del agua a tratar: - Caudal del agua ácida : 1.30 GPM

- pH : 3.00

- Color : marrón / rojizo

- Conductividad eléctrica máxima : 3000 µS/cm.

Tabla Nº 5.1.- Resumen de los análisis por ICP de las aguas ácidas

Metales Totales

Efluente (mg/l)

ECAs-Categoría 3 Riego de vegetales

Al 395 5.0 As 4.712 0.05 Ca 31.2 200 Cd 0.0672 0.005 Cr 0.155 0.1 Cu 18.21 0.2 Fe 597.3 1.0 Mn 10.475 0.2 Ni 1.501 0.2 Pb <0.005 0.05 Zn 2.304 2.0 Hg < 0.001 0.001

TSS 6 50.0 CN wad < 0.005 0.1

Fuente: Ensayo Laboratorio J Ramón Nº 0806021 y Nº 10806022 5.2 Pruebas experimentales

5.2.1 Pruebas de neutralización con caliza variando la granulometría

PRUEBA EXPERIMENTAL Nº 1

CONDICIONES EXPERIMENTALES

Tamaño granulométrico de la caliza : 2”,1”, ¾”, ½”, ¼”

Relación volumen drenaje ácido/Peso caliza : 4/1

Tiempo de agitación (minutos) : 5-10-15-20-30-60-120

118

pH inicial de agua ácida. : 2.98

Conductividad : 2250 µS/cm

MATERIALES Y EQUIPOS

Chancadora secundaria

Malla de 2” de diámetro.

Tamiz Tyler de 1”, ¾”, ½”, ¼”

Balanza electrónica

Bolsas de plástico

Probeta de 1000 ml.

Cronometro

Botella plástica (bidones de agua de mesa)

Agitador de rodillo

Equipo de multiparámetros (pH, conductividad, temperatura)

PROCEDIMIENTO

1) La piedra caliza previamente homogenizada y cuarteada fue

reducida de tamaño, por el equipo de la chancadora

secundaria y clasificada mediante malla y/o tamices, para

obtener granulometrías de: 2”, 1”, ¾”, ½”, ¼”.

2) Cada granulometría de caliza fue pesado por separado, en una

balanza electrónica, la cantidad de 1kg.

3) En cada botella plástica se agregó 4 litros de drenaje ácido,

previamente etiquetadas para diferenciar la granulometría de la

caliza, cada tamaño era una botella diferente.

119

4) Luego se colocó las 5 botellas en forma horizontal en el

agitador de rodillo, tomando previamente sus parámetros

físicos iniciales (pH, Conductividad (µS/cm), Temperatura (ºC).

5) Según el tiempo indicado en la tabla Nº4 y con la ayuda de un

cronometro, se paralizaba el agitador de rodillo para la lectura

de los parámetros físicos mediante el equipo de

multiparámetros.

Las pruebas se realizaron por triplicado, es decir se repitió tres veces

para verificar su variación; resultando que no había mucha variación en

las lecturas; no se consideró el tiempo de parada, para cuando se

tomaba la lectura en las botellas, ya que se tenía que paralizar el

agitador de rodillo por seguridad en el manipuleo.

0.00

1.00

2.00

3.00

4.00

5.00

6.00

7.00

8.00

5 10 15 20 30 60 120

pH

Granulometría Vs Tiempo

2"

1"

3/4"

1/2"

1/4"

Fig.Nº5.1.- Gráfica de granulometría vs tiempo; aquí se nota que a granulometría ¾” existe mayor incremento de pH con la piedra caliza.

Tiempo (minutos)

120

Tabla N° 5.2.- Neutralización con caliza variando la granulometría

TIEMPO

5 2.98 3.10 3.80 4.00 3.9010 3.12 3.20 4.35 4.80 4.5015 3.19 3.39 4.90 5.20 5.5020 3.25 3.73 5.10 5.60 5.8030 3.39 3.86 5.85 6.20 6.5060 3.72 4.09 6.50 6.30 6.60120 4.06 4.12 7.22 6.28 6.555 1510 1580 1750 1510 165010 1470 1480 1470 1470 158015 1470 1485 1430 1500 160020 1150 1440 1460 1510 149030 1440 1420 1410 1520 154060 1460 1480 1390 1450 1560120 1440 1420 1490 1460 15105 13.5 13.3 12.7 13.0 13.910 13.9 13.4 13.4 13.6 14.015 13.2 14.0 13.9 14.1 14.320 14.5 14.4 14.4 14.5 15.130 15.1 15.0 15.1 15.2 15.360 18.2 18.5 18.3 18.2 18.6120 17.2 17.2 17.3 17.6 17.7

GRANULOMETRÍA

(minutos) 2" 1" 3/4" 1/2" 1/4"

pH

Conduct. ((µS/cm)

Temperat. (ºC)

ITEM

Fuente: Lectura de valores con el equipo de multípara metros

121

CALIZA A GRANULOMETRÌA 2"

0.00

0.50

1.00

1.50

2.00

2.50

3.00

3.50

4.00

4.50

5 10 15 20 30 60 120

Tiempo (minutos)

pH

Fig.N°5.2.- Gráfica Caliza a granulometría 2” ; existe poca tendencia en el incremento del pH

CALIZA A GRANULOMETRÌA 1"

0.00

0.50

1.00

1.50

2.00

2.50

3.00

3.50

4.00

4.50

5 10 15 20 30 60 120

Tiempo (minutos)

pH

Fig.Nº5.3.- Gráfica Caliza a granulometría 1”; baja disolución de la caliza el incremento del pH es bajo.

122

CALIZA A GRANULOMETRIA 3/4"

y = 0.0269x + 4.3892R2 = 0.829

0.00

1.00

2.00

3.00

4.00

5.00

6.00

7.00

8.00

0 20 40 60 80 100 120 140

Tiempo (minutos)

pH

Fig.Nº5.4.- Gráfica Caliza a granulometría 3/4”; tendencia en incremento del pH, siendo su regresión lineal con el valor de r2=0.829 aceptable.


0.00

1.00

2.00

3.00

4.00

5.00

6.00

7.00

0 20 40 60 80 100 120 140Tiempo (minutos)

pH

Fig.Nº5.5.- Gráfica Caliza a granulometría 1/2” su incremento en el pH es rápido pero luego la disolución de la caliza es baja.

123


0.00

1.00

2.00

3.00

4.00

5.00

6.00

7.00

0 20 40 60 80 100 120 140

Tiempo (minutos)

pH

Fig.Nº5.6.- Gráfica Caliza a granulometría 1/4” su cinética es buena hasta alcanzar pH: 6.5, para luego estabilizarse, la formación de una costra o película sobre la caliza, no permite su disolución.

5.2.2 Cinética de degradación de la caliza en rango ácido y alcalino

y su influencia en su capacidad de neutralización

Se realizaron dos pruebas experimentales de cinética de degradación

de la caliza en el medio ácido y alcalino a tamaños granulométricos de

caliza de +¾” y -3/4” respectivamente. Esta granulometría fue elegida

por los resultados que se obtuvo en la Prueba experimental Nº1.



Tamaño granulométrico de la caliza : + ¾”


Tiempo de agitación (minutos) : 1-5-10-15-20-30

124





Probeta de 1000 ml.

Cronometro


Agitador de rodillo


Solución de Soda caustica.

PROCEDIMIENTO

Las pruebas se efectuaron vía agitación en botella de plástico

mediante un equipo de agitación por rodillo; en dos fases según la

siguiente secuencia experimental, cada caliza de un tamaño

granulométrico definido fue contactado con una solución drenaje acido

de mina (pH=3.02).

Posteriormente después de analizar los resultados por cada

granulometría se eligió la malla +¾” (pH más alto) y luego el remanente

de la caliza del medio ácido fue contactado con una solución neutra de

agua (pH =7.10); el valor del pH del agua neutra fue reajustado con

solución de soda caustica, el agua que se neutralizo es la misma que se

utiliza en la unidad minera (origen canal Inchame).

125

Estas pruebas tuvieron como objetivo simular el rango ácido y alcalino

a partir de un efluente de drenaje ácido de mina que atraviesa un lecho

de caliza en un sistema Wetland y evaluar la degradación de la caliza en

dichos medios. Los parámetros y análisis químicos fueron determinados

en el desarrollo de las pruebas tales como: pH, Conductividad (µS/cm),

Potencial Redóx (mv), Total de sólidos suspendidos (mg/l), Temperatura

(ºC), Ion sulfato (SO4=). Las condiciones experimentales y resultados de

los mismos son presentados a continuación:

RESULTADOS

Tabla N° 5.3.-Degradación de la caliza en rango ácido a +3/4”

ITEM TIEMPO pH As Cu Fe Pb Zn SO4 CONDUCT. POT. REDOX TEMP. SOLID.

(minutos) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (µS/cm) (mV) (°C) SUSPEN.(mg/L)

Agua àcida 0.0 3.02 2.46 1.18 32.14 0.35 69.34 1792.45 2850 160.2 11.0 427.4inicial

Agua àcida 1 5.31 2570 64.6 11.3neutralizada

5 6.39 2260 11.9 12.310 6.59 1810 1.6 12.915 6.70 1620 -5.1 13.520 6.78 1500 -8.5 14.230 7.00 1.69 0.04 0.35 0.08 3.62 742.9 1450 -20.2 15.0 22.6

E.C.A 6.5<ph< 0.05 0.2 1.0 0.05 2.0 300.0 <2000 N.A8.5

FASE RANGO ACIDO

Fuente: Resultados del laboratorio químico – COMARSA

126

DEGRADACIÓN CALIZA +3/4" - RANGO ÁCIDO

0

1

2

3

4

5

6

7

8

0.0 1 5 10 15 20 30

pH

Fig.Nº5.7.- Gráfica Degradación Caliza +3/4”- Rango Ácido; la degradación de la caliza en rango ácido es ascendente confirmando el incremento del pH.

0

1

2

3

4

5

6

7

0.0 1 5 10 15 20 30

pH

Tíempo (minutos)

FASE RANGO ÁCIDO A +3/4": pH Vs tiempo

PH

Fig.Nº5.8.- Gráfica Fase rango ácido a+3/4” : pH vs tiempo; muestra el incremento del pH, conforme va agitando la caliza.

Tiempo (minutos)

127

0

10

20

30

40

50

60

70

Inicial 0.00 Min. Final 30 Min.

Cont

enid

o m

etal

ico

(ppm

)

Tíempo (minutos)

FASE RANGO ÁCIDO A +3/4": ppm Vs tiempo

As

Cu

Fe

Pb

Zn

Fig.Nº5.9.- Gráfica Fase Rango Ácido a +3/4”: ppm Vs tiempo; muestra disminución de los contenidos metálicos (ppm), según va incrementando el tiempo.

Tabla N° 5.4.- Degradación de la caliza en rango alcalino a +3/4”

ITEM TIEMPO pH As Cu Fe Pb Zn SO4 CONDUCT. POT. REDOX TEMP. SOLID.(minutos) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (µS/cm) (mV) (°C) SUSPEN.

(mg/L)Agua 0.0 7.10 0.12 0.01 0.08 0.05 0.12 78.48 110 -71.0 12.4 8.9alcalinainicialAgua 1 7.90 169 -67.0 14.6alcalinafinal 5 7.49 198 -44.8 15.2

10 7.54 203 -48.3 15.815 7.59 205 -49.3 16.020 7.65 211 -53.7 16.230 7.70 0.14 0.01 0.02 0.01 0.1 89.5 220 -54.5 16.5 5.3

E.C.A ECA 6.5<ph< 0.05 0.2 1.0 0.05 2.0 300.0 <2000 N.A8.5

FASE RANGO ALCALINO


128

6.60

6.80

7.00

7.20

7.40

7.60

7.80

8.00pH

0.0 1 5 10 15 20 30

T iempo (minutos)

FASE RANGO ALCALINO A +3/4": pH Vs tiempo

pH

Fig.Nº5.10.- En la gráfica se muestra el incremento del pH, conforme la caliza se agita en fase de rango alcalino a granulometría de +3/4”.

0

0.02

0.04

0.06

0.08

0.1

0.12

0.14


Cont

enid

o m

etal

ico

(ppm

)

Tiempo (minutos)

FASE RANGO ALCALINO A +3/4": ppm Vs tiempo

As

Cu

Fe

Pb

Zn

Fig.Nº5.11.- La Gráfica muestra la disminución de los contenidos metálicos (ppm), según va incrementando el tiempo y la disolución de la caliza.

129

PRUEBA EXPERIMENTAL Nº 3 CONDICIONES EXPERIMENTALES

Tamaño granulométrico de la caliza : - ¾”







Probeta de 1000 ml.

Cronometro


Agitador de rodillo


Solución de Soda caustica.

PROCEDIMIENTO

Las pruebas se efectuaron mediante agitación en botella con la ayuda

del equipo de agitación por rodillo; estas pruebas fueron similares al de

la prueba experimental Nº2, con la diferencia que se trabajó con

granulometría en caliza de -3/4”, las condiciones fueron las mismas y

con el mismo objetivo simular el rango ácido y alcalino a partir de un

efluente de drenaje ácido de mina que atraviesa un lecho de caliza en un

sistema Wetland y evaluar la degradación de la caliza en dichos medios.

130

RESULTADOS

Tabla N°5.5.- Degradación de la caliza en rango ácido a -3/4”



Agua ácida 0 3.02 2.46 1.18 32.14 0.35 69.34 1792.45 2850 160.2 12.6 427.4inicial

Agua ácida 1 6.68 2680 -7 13.3neutralizada 5 6.72 1850 -8.3 14.3

10 6.82 1640 -12.6 14.915 6.91 1570 -16.8 15.420 7.01 1570 -22.5 15.530 7.07 1.28 0.01 0.11 0.11 33.6 929.5 1530 -25.4 15.8 16.4

E.C.A 6.5<ph< 0.05 0.2 1.0 0.05 2.0 300.0 <2000 N.A8.5

FASE RANGO ACIDO


0

2

4

6

8

pH

0 1 5 10 15 20 30

T iempo (minutos)

FASE RANGO ÁCIDO -3/4": pH Vs tiempo

pH

Fig.Nº5.12.- La Gráfica muestra el incremento del pH hasta un cierto rango y luego se estabiliza, llegando a saturarse la caliza en la fase de rango ácido a la granulometría de -3/4”.

131

0

15

30

45

60


Cont

enid

o m

etál

ico (p

pm)

Tiempo (minutos)

FASE RANGO ÁCIDO A -3/4": ppm Vs tiempo

As

Cu

Fe

Pb

Zn

Fig.Nº5.13.- La Gráfica muestra la disminución de contenidos metálicos (ppm), según el tiempo y la agitación de la caliza en rango ácido a granulometría de -3/4”.

Tabla N° 5.6.- Degradación de la caliza en rango alcalino a -3/4”


(mg/L)Agua 0.0 7.10 0.12 0.01 0.08 0.05 0.12 78.48 110 -74.0 13.2 8.9alcalinainicialAgua 1 6.85 207 -9.9 15.5alcalina 5 7.20 174 -34.7 15.6final 10 7.39 166 -42.9 15.7

15 7.45 166 -49.6 15.820 7.66 165 -52.8 15.830 8.01 0.01 0.01 0.01 0.01 0.01 83.1 163 -71.9 15.9 4.8

E.C.A 6.5<ph< 0.05 0.2 1.0 0.05 2.0 300.0 <2000 N.A8.5

FASE RANGO ALCALINO


132

6.00

6.50

7.00

7.50

8.00

8.50

0.0 1 5 10 15 20 30

pH

Tiempo (minutos)

FASE RANGO ALCALINO -3/4": pH Vs tiempo

pH

Fig.Nº5.14.- La Gráfica muestra el incremento del pH en forma ascendente, en la fase de rango alcalino a granulometría -3/4”.

0

0.02

0.04

0.06

0.08

0.1

0.12

inicial 0.00 Min. Final 30 Min.

Conn

teni

do m

etál

ico

(ppm

)

Tiempo (minutos)

FASE RANGO ALCALINO - 3/4": ppm Vs tiempo

As

Cu

Fe

Pb

Zn

Fig.Nº5.15.- La Gráfica muestra la disminución de los contenidos metálicos (ppm), según va incrementando el tiempo, conforme se va agitando la caliza en la fase de rango alcalino a la granulometría de -3/4”.

133

5.2.3 Pruebas experimentales de evaluación de las características neutralizantes de los diferentes substratos utilizados en el pantano artificial.

Para la evaluación de las características neutralizantes de los diferentes

substratos; se han realizado pruebas experimentales de neutralización

de aguas acidas mediante el uso de substratos tales con: aserrín, tierra

negra (tierra hùmica- agrícola), guano (estiércol) y compost.

Los test fueron desarrollados vía agitación a fin de evaluar

independientemente la capacidad de neutralización de las aguas ácidas,

la precipitación de metales pesados y la sedimentación de partículas

sólidas en suspensión y por consiguiente predecir su comportamiento en

un Sistema Wetland continúo donde un efluente ácido de mina atraviesa

lechos y/o celdas de aserrín, tierra negra, guano y compost

respectivamente.



Substrato Empleado : Aserrín

Relación volumen drenaje ácido/Peso aserrín : 4/1





Aserrín de madera


134

Probeta de 1000 ml.

Cronometro


Agitador de rodillo


PROCEDIMIENTO

Se pesó en una bolsa la cantidad de 1 kg de aserrín proveniente del

área de carpintería, todo el contenido se vacío en una botella, luego se

agregó cuatro litros de drenaje ácido, toda esta mezcla contenida en la

botella se colocó en forma horizontal sobre el agitador de rodillo.

Iniciándose la agitación, se tomó el tiempo con la ayuda del cronometro

y se realizaron paradas para las lecturas según los tiempos indicados en

las condiciones experimentales.

RESULTADOS

Tabla N° 5.7.- Evaluación de características neutralizantes con Aserrín



Agua ácida 0.0 3.07 2.46 1.18 32.14 0.35 69.34 1792.45 2572 160.2 12.6 410.5inicial

Agua ácida 1 3.28 1800 162.9 12.1neutralizada

5 3.20 1760 168.2 12.110 3.14 1880 175.8 12.515 3.08 1750 175.9 12.720 3.05 1680 176.1 12.930 3.04 1.77 0.37 5.73 0.11 38.4 159.9 1670 176.3 13.4 32.8

E.C.A 6.5<ph< 0.05 0.2 1.0 0.05 2.0 300.0 <2000 N.A8.5

FASE RANGO ACIDO

Fuente: Laboratorio químico - COMARSA

135

SUBSTRATO ASERRIN: pH vS tiempo

3.05

3.1

3.15

3.2

3.25

3.3

3.35

3.4

3.45

0 5 10 15 20 25 30 35

Tiempo (minutos)

pH

Fig.Nº5.16.- En la Gráfica; se puede ver que la prueba con el substrato aserrín, el incremento del pH es ligero.

0

10

20

30

40

50

60

70

Inicial Final

Cont

enid

o m

etál

ico (p

pm)

Tiempo (minutos)

SUBSTRATO ASERRÍN: ppm Vs tiempo

As

Cu

Fe

Pb

Zn

Fig.Nº5.17.- En la Gráfica; se puede ver que no hay mucha relevancia en la disminución de los contenidos metálicos (ppm), según va incrementando el tiempo.

136


Substrato Empleado : Tierra negra

Relación volumen drenaje ácido/Peso de tierra : 4/1





Tierra negra húmica (agrícola)


Probeta de 1000 ml.

Cronometro


Agitador de rodillo


PROCEDIMIENTO

Se pesó en una bolsa la cantidad de 1 kg de tierra negra proveniente

de los depósitos de orgánicos que existe en la unidad minera, todo el

contenido se vacío en una botella, luego se agregó cuatro litros de

drenaje ácido, toda esta mezcla contenida en la botella se colocó en

forma horizontal sobre el agitador de rodillo. Iniciándose la agitación, se

tomó el tiempo con la ayuda del cronometro y se realizaron paradas para

137

las lecturas según los tiempos indicados en las condiciones

experimentales.

RESULTADOS

Tabla N° 5.8.- Evaluación de características neutralizantes con Tierra negra


(mg/L)


Agua ácida 1 3.84 1880 37.9 16.7neutralizada 17.4

5 6.30 1680 10.9 17.810 6.47 1630 7.5 17.915 6.73 1620 -9.2 18.120 6.85 1550 -13.3 18.530 7.15 1.36 0.02 0.5 0.13 9.4 1037.7 1540 -30.1 13.4 26.7

E.C.A 6.5<ph< 0.05 0.2 1.0 0.05 2.0 300.0 <2000 N.A8.5

FASE RANGO ACIDO


SUBSTRATO TIERRA NEGRA: pH Vs tiempo

0

1

2

3

4

5

6

7

8

0.0 1 5 10 15 20 30

pH

Fig.Nº5.18.- En la Gráfica; se puede notar que la prueba con el substrato tierra negra existe ascendencia en el incremento del pH.

Tiempo (minutos)

138

0

10

20

30

40

50

60

70

Inicial Final

Cont

enid

o m

etál

ico

(ppm

)

Tiempo (minutos)

SUBSTRATO TIERRA NEGRA: ppm Vs tiempo

As

Cu

Fe

Pb

Zn

Fig.Nº5.19.- En la Gráfica; se puede ver que existe disminución de los contenidos metálicos (ppm), según se va incrementando el tiempo.



Substrato Empleado : Guano (estiércol)

Relación volumen drenaje ácido/Peso de guano : 4/1





Guano de vaca, caballo y carnero.


Probeta de 1000 ml.

Cronometro

139


Agitador de rodillo


PROCEDIMIENTO

Se pesó en una bolsa la cantidad de 1 kg de guano (estiércol) el

substrato se compró de los caseríos aledaños a la unidad minera, todo

el contenido se vacío en una botella, luego se agregó cuatro litros de

drenaje ácido, toda esta mezcla contenida en la botella se colocó en

forma horizontal sobre el agitador de rodillo. Iniciándose la agitación, se

tomó el tiempo con la ayuda del cronometro y se realizaron paradas para

las lecturas según los tiempos indicados en las condiciones

experimentales.

RESULTADOS

Tabla N° 5.9.- Evaluación de las características neutralizantes con Guano (estiércol)

ITEM TIEMPO pH As Cu Fe Pb Zn SO4 COMDUCT. POTENCIAL TEMP. SOLID.(minutos) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (µS/cm) (mV) (°C) SUSPEN.

(mg/L)



5 7.14 2380 -28.5 17.110 7.60 2080 -50.9 18.015 7.75 1930 -58.8 17.920 7.89 1800 -65.2 18.330 8.05 1.36 0.42 5.23 0.14 10.5 420.3 1790 -70.8 18.6 28.7

E.C.A 6.5<ph< 0.05 0.2 1.0 0.05 2.0 300.0 <2000 N.A8.5

FASE RANGO ACIDO


140

SUBSTRATO GUANO: pH Vs tiempo

0

1

2

3

4

5

6

7

8

0.0 1 5 10 15 20 30

pH

Fig.Nº5.20.- En la Gráfica; se puede ver que el substrato guano (estiércol) tiene buena ascendencia de neutralización.

0

10

20

30

40

50

60

70


Cont

enid

o m

etál

ico

(ppm

)

Tiempo (minutos)

SUBSTRATO GUANO: ppm Vs tiempo

As

Cu

Fe

Pb

Zn

Fig.Nº5.21.- En la Gráfica; con el substrato guano existe gran disminución de los contenidos metálicos (ppm), según va incrementando el tiempo.

Tiempo (minutos)

141


Substrato Empleado : Compost

Relación volumen drenaje ácido/Peso compost : 4/1





Compost (procesado por descomposición orgánica durante tres meses)


Probeta de 1000 ml.

Cronometro


Agitador de rodillo


PROCEDIMIENTO

Se pesó en una bolsa la cantidad de 1 kg de compost, este substrato

fue preparado por el área de Medio Ambiente en la zona del vivero de la

unidad minera, el compost estuvo conformado con restos de comida,

abono, desperdicios de malezas y tuvo una descomposición de tres

meses, el compost pesado se vacío en una botella, luego se agregó

cuatro litros de drenaje ácido, toda esta mezcla contenida en la botella

se colocó en el agitador de rodillo, solo se paralizó el equipo para tomar

142

las lecturas correspondientes, según los tiempos indicados en las

condiciones experimentales.

RESULTADOS

Tabla N° 5.10.- Evaluación de las características neutralizantes con Compost

ITEM TIEMPO pH As Cu Fe Pb Zn SO4 COMDUCT. POTENCIAL TEMP. SOLID.




5 6.80 1835 -27.4 17.510 7.00 1880 -51.2 18.015 7.05 1750 -57.5 17.720 7.15 1710 -63.1 18.530 7.28 1.32 0.40 5.12 0.14 9.98 420.3 1670 -72.2 18.6 25.4

E.C.A 6.5<ph< 0.05 0.2 1.0 0.05 2.0 300.0 <2000 N.A8.5

FASE RANGO ACIDO


SUBSTRATO COMPOST: pH vs tiempo

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

0.0 1 5 10 15 20 30

pH

Fig.Nº5.22.- En la Gráfica con el substrato compost se demuestra tener mayor eficiencia en comparación con los otros substratos analizados, debido a su alto contenido de nutrientes.

Tiempo (minutos)

143

0

10

20

30

40

50

60

70


Cont

enid

o m

etál

ico

(ppm

)

Tiempo (minutos)

SUBSTRATO COMPOST: ppm Vs tiempo

As

Cu

Fe

Pb

Zn

Fig.Nº5.23.- En la Gráfica se puede distinguir gran disminución de los contenidos metálicos (ppm), según va incrementando el tiempo.

5.2.4 Pruebas en el pantano artificial (nivel laboratorio) experimental

empleando diferentes configuraciones de substratos utilizados en la mitigación de los efluentes

En el transcurso del desarrollo y tratamiento de las aguas ácidas de

mina a través de la tecnología de pantanos artificiales (wetland) se ha

evaluado 7 diferentes configuraciones de substratos utilizados en la

mitigación de las aguas ácidas, obteniéndose adecuados resultados en

lo concerniente a la calidad del agua del efluente final tratado y que se

manifiesta a través del pH, sólidos en suspensión y concentración de

metales pesados (As, Cu, Fe, Pb, Zn).

144

Los cuales se encuentran correctamente enmarcados dentro de los

límites máximos permisibles establecidos por el Ministerio de Energía y

Minas, siendo la configuración 6 a ser empleada a escala industrial.

Cada componente de una fase corresponde a un grupo de celdas

diferentes, es decir cada celda contiene un solo substrato y se

encuentran ubicados en forma consecutivas, el recorrido del agua es

celda por celda (en forma de serpentín) la conexión se realiza por

rebose, y así consecutivamente hasta terminar la última fase.

ESQUEMA DEL PERFIL DEL SISTEMA DE TRATAMIENTO PASIVO A

NIVEL LABORATORIO

Flujo = 42 ml/min

40 cm

130 cm 50 cm 180 cm 180 cm

10 cm20 cm 10 cm

10 cm10 cm

50 cm

Fig. N°5.24.- Perfil del tratamiento pasivo a nivel laboratorio

145

TRATAMIENTO A NIVEL LABORATORIO

Fig. N° 5.25.- Vista panorámica del tratamiento pasivo a nivel laboratorio.

A continuación se detallan las 7 configuraciones de substrato evaluados y

representados en su forma estructural y su esquema perfil para cada

configuración, siendo los siguientes:

146

CONFIGURACIÓN 1 FASES SUBSTRATOS UTILIZADOS EN LA CELDA I Celda caliza (3/4”)

Celda guano (Estiércol) Celda Tierra Negra (tipo agrícola)

II Celda caliza (3/4”) Celda Tierra Negra (tipo agrícola) Celda guano (Estiércol)

III Celda caliza (3/4”) Celda Plantas Acuáticas

IV Celda Plantas Acuáticas Rebose final

I FASE II FASE III FASE IV FASE

REBOSE FINAL

Celda Caliza

Celda Guano

Celda Tierra Negra

Celda Caliza

Celda Tierra Negra

Celda Guano

Celda Caliza

Celda Plantas Acuáticas


147


Celda guano (Estiércol) Celda Tierra Negra (tipo agrícola)


III Celda caliza (3/4”) Celda Plantas Acuáticas Celda guano (Estiércol)


I FASE II FASE .

III FASE

IV FASE

Celda Caliza (3/4”)

Celda Guano (Estiércol)

Celda Tierra Negra (tipo agrícola)




Celda caliza (3/4”)




Rebose Final

148


Celda Tierra Negra (tipo agrícola) Celda guano (Estiércol)




I FASE II FASE . III FASE .RRR IV FASE







Celda Caliza (3/4”) Celda Plantas Acuáticas

Celda guano (Estiércol)


Rebose Final

149

CONFIGURACIÓN 4

FASES SUBSTRATOS UTILIZADOS EN LA CELDA I Celda caliza (3/4”)

Celda Tierra Negra (tipo agrícola) Celda Aserrín Celda guano (Estiércol)




I FASE II FASE

III FASE .

IV FASE


Celda Aserrín









Rebose Final

Celda caliza (3/4”)

150

CONFIGURACIÓN 5 FASES SUBSTRATOS UTILIZADOS EN LA CELDA I

Celda Aserrín Celda caliza (3/4”) Celda Tierra Negra (tipo agrícola) Celda guano (Estiércol) Celda guano (Estiércol)




I FASE II FASE III FASE .

IV FASE











Rebose Final


Celda Aserrín

151


Celda Aserrín + Arena gruesa de río Celda caliza (3/4”) Celda Tierra Negra (tipo agrícola) Celda guano (Estiércol) Celda guano (Estiércol)




I FASE II FASE III FASE .

IV FASE









Celda guano (Estiércol)


Rebose Final


Celda Aserrín + Arena gruesa de río

152


Celda Aserrín + Arena gruesa de río Celda caliza (3/4”) Celda Tierra Negra (tipo agrícola) Celda guano (Estiércol) Celda guano (Estiércol)

II Celda caliza (3/4”) Celda guano (Estiércol) Celda guano (Estiércol)



I FASE II FASE III FASE . IV FASE











Rebose Final


Celda Aserrín + Arena gruesa de río

153

5.3 Resultados y discusión de las pruebas experimentales

5.3.1 Pruebas de neutralización con caliza variando la

granulometría

En las pruebas experimentales que se realizó a diferentes

granulometrías (2”,1”,3/4”,1/2”,1/4”) se puede concluir que en la malla

¾” existe mejor cinética de alcalinidad, la misma que continúa

incrementándose con el tiempo, hasta los 120 minutos no se saturó

por las partículas finas que lo cubren, la comparación se nota en

partículas más grandes ( 2”, 1”) siendo su gasto de óxido de calcio es

lenta, mientras que en partículas pequeñas (1/2”,1/4”) existe una

significativa degradación de la caliza (incremento de pH), pero su

efecto es negativo cuando llega a saturarse, es decir los sólidos que

se forman por desprendimiento de las partículas en movimiento

cubren la piedra caliza como una costra, esta película imposibilita que

la caliza se disuelva y por ende deja de neutralizar la solución.

5.3.2 Cinética de degradación de la caliza en rango ácido y

alcalino y su influencia en su capacidad de neutralización

Las pruebas experimentales de cinética de degradación de la caliza

en rango ácido y alcalino han mostrado en los tamaños

granulométricos de la caliza de ¾” y -3/4” una significativa

degradación y/o gasto del óxido de calcio (CaO) proveniente de la

caliza (CaCO3) en rango ácido como consecuencia del incremento del

pH de 3.02 hasta 7.0; por otro lado, dicha caliza remanente en rango

154

alcalino aumenta su pH de 7.10 a 7.70 (a granulometría de +3/4”) y de

7.10 a 8.01 (a granulometría de -3/4”) de la que se puede inferir que la

degradación y gasto de caliza en medio alcalino no es muy

significativo, resultados en detalle son mostrados en la Tabla Nº 5.8

de la prueba experimental Nº 5.

5.3.3 Pruebas experimentales de evaluación de las

características neutralizantes de los diferentes substratos

utilizados en el pantano artificial

Con relación a las pruebas experimentales de evaluación de las

características neutralizantes de los substratos como aserrín, tierra

negra (tierra húmica), guano (estiércol) y compost, los resultados

obtenidos específicamente para cada tipo de substratos fueron los

siguientes:

Substrato Aserrín De la prueba experimental Nº 3 se ha observado lo siguiente:

Al inicio presenta un color azul oscuro, también se ha podido

comprobar que el aserrín absorbe el 50% del total del agua, y al

mismo tiempo es un excelente filtrante de partículas sólidas en

suspensión, finalmente el aserrín presenta características ácidas en el

medio acuoso, al cabo de 30 minutos de tiempo de contacto entre el

agua ácida y el aserrín se obtuvo una significativa disminución en la

concentración de los metales pesados y de sulfatos y una óptima

155

reducción en la concentración de los sólidos en suspensión muy por

debajo de los límites máximos permisibles.

Substrato Tierra Negra (Tierra húmica – Agrícola) Los resultados obtenidos en la prueba experimental Nº 4 han

mostrado lo siguiente:

- El substrato tierra negra en un primer instante se muestra

ligeramente ácido.

- Inicialmente la solución muestra un color caramelo, el cual con el

transcurrir del tiempo presenta un color incoloro.

- De acuerdo al tiempo de contacto entre el agua ácida y la tierra

negra se observa que el pH va subiendo paulatinamente, lo cual

se manifiesta con la formación de espumas de color blanco.

- Con el transcurrir del tiempo se observó que la tierra negra se

compacta por lo que se puede inferir que en un flujo continuo la

tierra negra actúa como un decantador natural de partículas

sólidas, el color que percola es transparente (incoloro).

- La adsorción del agua en la tierra negra es prácticamente mínima.

- La disminución de sólidos en suspensión y de metales pesados es

adecuado al cabo de 30 minutos de residencia.

Substrato Guano (Estiércol) El desarrollo de la prueba experimental Nº 5 ha presentado lo

siguiente:

156

- El material orgánico – guano (estiércol: caballo, vaca, cabra y

cordero) tiene la propiedad de incrementar el pH a medida que se

incrementa el tiempo de contacto entre el agua ácida y el guano

(estiércol).

- En los primeros 10 minutos de contacto con el agua ácida se

produce una reacción inmediata y el resultado es una generación

de color rojizo claro en un instante, el cual posteriormente cambia

a un color caramelo-amarillo.

- Se pudo observar la formación de unas espumas color blanco

conforme va subiendo el pH, como consecuencia de reacciones

microbiológicas que acontecen en el medio anaeróbico.

- La filtración es buena y no presenta ningún tipo de compactación.

- La absorción del agua en el guano es de aproximadamente del

25%.

- Como consecuencia de todo lo citado anteriormente el pH, la

concentración de sólidos en suspensión y la concentración de

metales pesados, se encuentran enmarcados dentro de los límites

máximos permisibles.

Substrato Compost La prueba experimental Nº 6, tiene similares características en su

desarrollo y resultados que los del material orgánico – Guano con la

diferencia que:

157

- El compost es un abono preparado por descomposición del

material orgánico que ha demorado más de tres meses en

transformarse en nutrientes de mayor calidad que la del guano,

razón por la cual su poder calorífico y alto contenido de

nutrientes hace que las reacciones biológicas sean mucho

mejores que la del substrato guano (estiércol).

- Su poder de neutralización es mayor que la del guano, así lo

demuestran los resultados de los valores ascendentes de pH

de 3.07 a 7.28 conseguidos en el transcurso de las lecturas

tomadas en la agitación por botella.

5.3.4 Pruebas en el pantano artificial experimental empleando

diferentes configuraciones de substratos utilizados en la

mitigación de los efluentes

Con el transcurrir del desarrollo de las pruebas de tratamiento de las

aguas ácidas de mina mediante el uso de la tecnología de pantanos

artificiales (Wetland) se ha diseñado y evaluado 7 configuraciones de

substratos tales como: caliza, tierra negra, guano (estiércol), aserrín,

mezcla de (aserrín + arena gruesa de río) y de las plantas acuáticas

flotantes y sumergidas. Cada sistema configurado fue evaluado en 4

fases de tratamiento durante 60 días de mitigación de las aguas

ácidas a escala piloto evaluándose diferentes combinaciones con los

resultados arriba mencionados.

158

La configuración Nº 6 como proceso mixto aeróbico y anaeróbico

fue útil para remover los metales pesados, sólidos en suspensión,

incrementar el pH del medio, predominando mayormente las celdas

del proceso Wetland como sistema anaeróbico simulándose un

pantano artificial donde los sedimentos orgánicos ricos pueden

soportar la presencia y crecimiento de la bacteria anaeróbica del tipo

BRS (bacteria reductora de sulfatos) como el desulfovibrio presente

mayormente en las celdas de guano – estiércol. Los mecanismos

pasivos de la remoción de los contaminantes incluye la precipitación

aeróbica.

La precipitación anaeróbica y la precipitación de carbonatos, la

filtración, la incorporación de metales, la neutralización y precipitación

generada por el H2S, adsorción e intercambio de iones.

La configuración Nº 6, evaluada ha demostrada ser viable ya que es

mantenida por si misma, requiere solamente un simple control y el

monitoreo respectivo.

5.4 Sistema de tratamiento pasivo – Pantano artificial (Wetland) a nivel

piloto Tras el análisis de las conclusiones derivadas de las pruebas

experimentales desarrolladas en el laboratorio (ver capítulo anterior) se

procedió al diseño de un sistema de tratamiento pasivo a escala piloto, en

las instalaciones de la mina COMARSA, la construcción se realizó en la zona

de la Quebrada Desaguadero, margen derecha del río Ucumal. Antes de la

159

descripción de los componentes del sistema, se complementará en forma

resumida, los factores generales a tener en cuenta en el diseño de un

humedal construido, independientemente del contaminante.

Fig. N° 5.26.- Vista de la construcción del tratamiento pasivo (wetland)

5.4.1 Determinación del área total del pantano Artificial

Como se ha visto en la parte experimental del presente capítulo, se

han llevado a cabo una serie de ensayos de laboratorio, en base a

cuyos resultados se pretende diseñar un sistema pasivo a escala piloto.

El sistema más eficaz ha sido el humedal de laboratorio, por lo que en

el sistema piloto se implementó varios componentes adicionales para

una mayor eficiencia de tratamiento; en la selección del lugar de

ubicación, existen una serie de factores que deben ser considerados

para evaluar y seleccionar la ubicación del humedal construido.

160

Estos factores incluyen la topografía, las características del terreno y

la disponibilidad de éste, el riesgo de inundación, el clima y los factores

hidrológicos.

La topografía Se prefieren pendientes suaves y uniformes, la mayoría de los

sistemas se diseñan y construyen con celdas niveladas de pequeña

pendiente. Por eso las pendientes de los lugares seleccionados para la

ubicación de humedales construidos suelen ser menores del 5%.

Tomando esta consideración, el área de ingeniería y topografía de la

mina Comarsa ubicó las cotas del terreno para el desarrollo de la

construcción de las celdas.

La permeabilidad del terreno La infiltración de la solución contaminada al suelo se evita

disponiendo en la base y laterales de las celdas una lámina de material

artificial impermeable como parte del contacto con el terreno. La

principal característica del terreno a tener en cuenta es su

permeabilidad. Los suelos con una permeabilidad entre 10-6 y 10-7 m/s

son los más aconsejables, para evitar la migración vertical de las

pérdidas por percolación a través del terreno, que hipotéticamente se

pudieran producir por filtraciones.

El nivel freático debería estar a un mínimo de 0,3-0,6 m por debajo

de la cota base del humedal para que, en caso de que se produjese

161

alguna fuga del fluido fuera del sistema, hubiese una distancia

suficiente de tratamiento de cualquier infiltración que pudiese alcanzar

el agua subterránea.

Para nuestro proyecto, la construcción de las celdas se efectuó con

material de mampostería el cual fue revestido con una delgada capa de

empaste (cemento y arena) para asegurar que no existan filtraciones.

Fig. N° 5.27.- Seguimiento topográfico en la construcción de las celdas.

Riesgo de inundación En general, el humedal construido deberá situarse fuera de las

llanuras de inundación, o bien deberá proveérsele de sistemas de

162

protección frente a posibles inundaciones para evitarle daños o

arrastres de los materiales que lo componen.

Fig. N° 5.28.- Vista del muro de contención y canal de coronación (protección sistema pasivo)

El clima El funcionamiento de los humedales construidos es mejor en climas

templados, aunque su funcionamiento en climas fríos también es

posible. El comportamiento del sistema depende de la temperatura y

de los objetivos de tratamiento; como los mecanismos principales de

dicho tratamiento son principalmente biológicos, dependen en gran

medida de la temperatura, por ello en invierno el rendimiento será

inferior al obtenido en verano. De todos modos, existen humedales

163

operando correctamente en climas fríos (Canadá, Inglaterra, Suecia,...)

con temperaturas medias en las soluciones a tratar alrededor los 3ºC.

Para el desarrollo del proyecto se tomaron los datos de la estación

meteorológica ubicada dentro de las concesiones Comarsa (ver

capítulo IV). Así, para la depuración de las aguas ácidas procedentes

de las filtraciones del botadero norte del tajo Tentadora, se dispuso de

las siguientes áreas según los componentes que involucran el sistema

de tratamiento pasivo.

Poza de recolección (uno)

Largo: 4.60 m.

Ancho: 2.50 m.

Área empleada: 11.50 m2.

Cascadas de aireación (dos)

Largo: 10.36 m.

Ancho: 0.58 m.

Altura de peldaño: 0.07 cm.


Ver plano MA-003-2011(Anexo)

164

ESQUEMA DEL SISTEMA DE TRATAMIENTO PASIVO (WETLAND) A NIVEL PILOTO

CASCADA Nº 1 CASCADA Nº 2

SERPENTÍN Nº 1 SERPENTÍN Nº 2

Fig. N° 5.29.- Componentes del sistema de tratamiento pasivo

Ubicado en la Qda. Desaguadero - COMARSA.

POZA DE DISTRIBUCIÓN PARA EL TRATAMIENTO DE AGUA ÁCIDA.

CAJÓN DE RECEPCIÓN

Nª 1

POZA DE PLANTAS ACUÁTICAS

CAJÓN DE RECEPCIÓN

Nº 2

POZA DE AGUA TRATADA

POZA DE RECEPCIÓN

165

Poza de distribución (uno)

Largo: 5.90 m.

Ancho: 2.00 m.


Cajón de recepción (dos)

Largo: 1.10 m.

Ancho: 1.10 m.


Poza de Plantas acuáticas (uno)

Largo: 2.00 m.

Ancho: 4.00 m.


5.4.2 Cálculo del área y la cantidad de materiales por fases

empleados en el Pantano artificial – Escala piloto.

Largo = 21.00 m.

Ancho = 1.50 m.

Área total empleada= 31.50 m2.

a) Determinación del área y material empleado para la fase – I, en este

caso son 4 celdas.

166

1.- Aserrín su área

Largo = 1.45 m.

Ancho = 0.65 m.

Área = 0.94 m2.

Profundidad = 0.30 m.

Factor de esponjamiento = 35%.

Volumen = 0.28 m3 x ρ (0.45 TM/m3) = 126.9 Kg X F Esp.

(35%) = 44.42 Kg de aserrín.

2.- Tierra Negra su área

Largo = 1.45 m.

Ancho = 0.65 m.

Área = 0.94 m2.




(61%) = 274.98 Kg de tierra.

3.- Aserrín su área

Largo = 1.45 m.

Ancho = 0.65 m.

Área = 0.94 m2.



167

Volumen = 0.28 m3 x ρ (0.45 TM/m3) = 126.00 Kg X F

Esp. (35%) = 44.10 Kg de aserrín.

4.- Compost su área

Largo = 1.45 m.

Ancho = 0.65 m.

Área = 0.94 m2.




Esp. (42%) = 166.99 Kg de compost.

b) Determinación del área y material empleado para la fase – II, en

este caso son 4 celdas.

1.- Caliza su área

Largo = 1.50 m.

Ancho = 0.50 m.

Área = 0.75 m2.




(55%) = 412.50 Kg de caliza.


Largo = 1.50 m.

168

Ancho = 0.50 m.

Área = 0.75 m2.




Esp. (61%) = 294.63 Kg de tierra.

3.- Estiércol (guano) su área

Largo = 1.50 m.

Ancho = 0.50 m.

Área = 0.75 m2.



Volumen = 0.30 m3 x ρ (1.40 TM/M3) = 420.00 Kg X F

Esp. (40%) = 168.00 Kg de estiércol.


Largo = 1.50 m.

Ancho = 0.50 m.

Área = 0.75 m2.





169

c) Determinación del área y material empleado para la Fase – III, en

este caso son 4 celdas.

1.- Caliza su área

Largo = 1.50 m.

Ancho = 0.50 m.

Área = 0.75 m2.




(55%) = 412.50 Kg de caliza.


Largo = 1.50 m.

Ancho = 0.50 m.

Área = 0.75 m2.




Esp. (61%) = 294.63 Kg de tierra.


Largo = 1.50 m.

170

Ancho = 0.50 m.

Área = 0.75 m2.




Esp. (40%) = 168.00 Kg. de estiércol.


Largo = 1.50 m.

Ancho = 0.50 m.

Área = 0.75 m2.





d) Determinación del área y material empleado para la Fase – IV, en

este caso son 4 celdas

1.- Caliza su área

Largo = 1.50 m.

Ancho = 0.50 m.

Área = 0.75 m2.



171


(55%) = 412.50 Kg de caliza.


Largo = 1.50 m.

Ancho = 0.50 m.

Área = 0.75 m2.




Esp. (61%) = 294.63 Kg de tierra.


Largo = 1.50 m.

Ancho = 0.50 m.

Área = 0.75 m2.




Esp. (40%) = 168.00 Kg de estiércol.


Largo = 1.50 m.

Ancho = 0.50 m.

172

Área = 0.75 m2.





e) Determinación del área y material empleado para la Fase – V, en

este caso es 01 celda (poza de plantas acuáticas).

Largo = 2.00 m.

Ancho = 4.00 m.

Área total empleada = 8.00 m2.


Volumen = 6.40 m3.

5.4.3 Área real a utilizarse en el sistema wetland por cada fase a) I Fase

Área real → 1 + 2 + 3 + 4 = 3.76 m2

b) II Fase

Área real → 1 + 2 + 3 + 4 = 3.00 m2

c) III Fase

Área real → 1 + 2 + 3 + 4 = 3.00 m2

173

d) IV Fase

Área real → 1 + 2 + 3 + 4 = 3.00 m2

e) V Fase

Área real → 8.00 m2

El área total empleada será: a + b + c + d + ……= 20.77 m2

5.4.4 Cantidad de substratos a utilizarse en el Wetland a nivel piloto

Los substratos utilizados de acuerdo al proceso de neutralización de

aguas ácidas con caliza, tierra negra, estiércol – guano, compost y

plantas acuáticas. La cantidad requerida incluyendo las necesarias

plantas acuáticas (que son de la misma zona), en las cinco etapas son:

1.- Total Caliza en las Fases: II, III, IV Peso = 1237.5 Kg. CaCO3

Granulometría = - ¾”

2.- Total de Tierra Negra en las Fases: I, II, III, IV Peso = 1158.87 Kg.

Granulometría = natural

3.- Total de Estiércol (guano) en las Fases: II, III, IV Peso = 504.0 Kg.


174

4.- Total de Aserrín en las Fase: I Peso = 88.52 Kg.


5.- Total de Compost en las Fases: I, II, III, IV Peso = 703.75 Kg.


6.- Plantas Acuáticas Variedad 3 tipos (berros, algas, cortaderas) típicas de la zona. 5.4.5 Descripción del proceso Wetland en su diseño a escala

piloto

Suele ser necesaria la aplicación de medidas de pre y/o

postratamiento en la mayoría de los sistemas, actuando cada uno de

ellos con mayor eficacia sobre alguno o algunos de los aspectos de la

descontaminación. Para optimizar el tratamiento es preferible, por

tanto, utilizar los distintos sistemas en forma combinada y secuencial,

incluyendo unidades de pretratamiento, tratamiento y postratamiento.

Pretratamiento: Cascada de aireación

Como parte del pretratamiento, se implementó la construcción de una

cascada de aireación que sirva como conducción de la solución

residual desde la poza de recepción del agua ácida hacia el humedal

de tratamiento con el fin de promover la aireación del agua, lo que

favorecerá su oxidación de forma natural y potenciará el desarrollo de

175

procesos de volatilización mediante un descenso del pH de la solución

(al entrar en contacto con el CO2 del aire y producirse su hidrólisis,

proceso que libera protones), mecanismos ambos de degradación

natural.

Fig. N° 5.30.- Cascada de aireación (Wetland piloto) Comarsa

Esta cascada consiste en un conducto en suave pendiente, de forma

que el fluido pueda descender lentamente por gravedad.

Su longitud total es de 10.36 metros (el máximo disponible para

maximizar el tiempo de contacto del agua con el aire atmosférico), con

un recorrido ligeramente arqueado; construido y empastado con

concreto (cemento Pórtland V)

Según estudios anteriores sobre cascadas de aireación para

tratamiento de aguas de mina (Novak, 1994), se sugiere que una

cascada de aireación correctamente diseñada será capaz de disolver

176

al menos 50 mg/l de Fe2+, para lo cual es necesario disponer de 10 cm

de anchura de escalón por cada l/s a tratar. En este caso se cumple el

criterio (como se verá, se trabajó con pocos l/min de caudal, teniendo

el escalón una anchura de 30 cm), aunque las caídas entre pasos son

pequeñas (no más de 6 cm).

Fig. N° 5.31.- Sistema de aireación antes del tratamiento en el humedal.

Poza de paso entre el pretratamiento y el humedal construido

A la salida de la cascada de aireación, se dispone de una poza de

almacenamiento de la solución a descontaminar, antes de su entrada

en el sistema de celdas. Esta poza sirve para la precipitación de los

posibles complejos metálicos que se formen como consecuencia de la

aireación, evitando así su depósito sobre la superficie y en el sustrato

de las celdas. Además, hace de almacén permanente para la solución

177

antes de su entrada en el sistema, con lo que en su fondo se van

depositando los lodos (sólidos en suspensión) sedimentados que la

solución arrastra consigo tras el proceso de detoxificación, evitando así

la entrada de éstos en el sistema, lo que sería un claro factor de

riesgo, pues dada su granulometría (D80<75 µm), en poco tiempo

colmatarían los poros del substrato y los sistemas de circulación de la

solución, haciéndolo(s) inefectivo(s). Tras la puesta en funcionamiento

del sistema, aproximadamente una vez al mes fue necesaria la

remoción de estos materiales del fondo de la celda.

La celda de decantación tiene sección rectangular de:

Largo= 5.90 m

Ancho= 2.0 m

Profundidad= 1.2 m

Volumen = 14.16 m3.

En la salida de la poza de almacenamiento se dispone de dos líneas

de evacuación de la solución, cuyas características constructivas son

similares a las de la cascada de aireación; la distribución del flujo es

controlada mediante compuertas.

178

Fig. N° 5.32.- Celda de paso (poza de distribución) antes del tratamiento.

Celdas de tratamiento pasivo (Wetland)

El efluente ácido es alimentado por medio de compuertas (para el

control del flujo) desde la poza de paso hacia las celdas de tratamiento;

aquí las celdas se encuentran dispuestas en fases, cada fase se

encuentra conformada por de 04 celdas, a excepción de la V fase que

es una sola celda (poza) conformada de plantas acuáticas; para pasar

de una fase a otra se tiene un desnivel, tipo cascada de 20 cm. Las

compuertas en cada celda disponen de agujeros para alimentar a la

siguiente por rebose.

Se diseñó en cinco etapas o fases con celdas diferentes como son:

1. I Fase

• Cuenta con un área superficial de:

Largo = 4.90 m.

179

Ancho = 1.50 m.

Área = 7.35 m2.

• Profundidad de 0.50 m.

• Profundidad real con carga solo es 0.30 m.

• Cuenta con catarata de 0.20 m de profundidad adicional

para empezar la II fase

• Cuenta con 2 compuertas de separación de cada celda,

siendo el área de separación por cada celda por cada

substrato utilizado de:

Largo = 0.10 m con las mismas características de la celda,

estas características sirven para poder variar los procesos

anaeróbicos y aeróbicos, que se requiere para este

proceso.

2. II Fase


Largo = 4.80 m.

Ancho = 1.50 m.

Área = 7.20 m2.



• Profundidad real de catarata de 0.20 m.

• Cuenta con 2 compuertas de separadores con las mismas

áreas, solo la distancia de separación es: Largo 0.10 m.

180

3. III Fase


Largo = 4.80 m.

Ancho = 1.50 m.

Área = 7.20 m2.






4. IV Fase


Largo = 4.80 m.

Ancho = 1.50 m.

Área = 7.20 m2.






181

Fig. N° 5.33.- Celdas de tratamiento pasivo (Wetland) 5. V Fase


Largo = 2.00 m.

Ancho = 4.00 m.

Área = 8.00 m2.


Cajones de recepción

Existen dos cajones de recepción, se encuentran ubicados al final de

cada serpentín, este cajón tiene el objetivo de retener los sólidos que

pudiera arrastrar de los substratos existentes en las celdas del

tratamiento pasivo, también ayudara que la alimentación del flujo a la

poza de las plantas acuáticas sea lenta, además se ha dispuesto de

182

una tubería de emergencia, para regular el flujo en cualquier

eventualidad que hubiese y no sature a la poza de las plantas

acuáticas.

Fig. N°5.34.- Cajón de recepción (después que el flujo paso por las celdas)

Poza de plantas acuáticas

La alimentación a la poza de las plantas acuáticas también se realiza

por rebose desde el cajón de recepción, una vez que el efluente haya

pasado a lo largo de la poza, sale por una tubería de 3” de diámetro

hacia una poza de mampostería de 0.5 x 0.5 m; aquí se toman las

muestras para realizar los análisis químicos y parámetros físicos, como

efluente final después del tratamiento pasivo por pantanos artificiales

(Wetland).

183

Fig. N° 5.35.- Poza de Plantas acuáticas (proceso pasivo - Wetland)

5.4.6 Parámetros de diseño del pantano artificial a escala piloto Tabla N°5.11.- Resumen de los parámetros de diseño a escala piloto

PARAMETRO VALORESTamaño Wetland (m2) 31.5Área efectiva (m2) del Wetland 20.77Nº de secciones y/o fases 5Nº de celdas /sección 04-04-04-04-01Nº de celdas /última sección 1Nº Total de celdas 16Velocidad de flujo (l/seg) 0.08

Rango de RATE: Area = m2 384 Velocidad flujo l/segProfundidad del agua (m) 0.30Velocidad de flujo 4.9 l/min = 1.3 GPM Tiempo de residencia (minutos) 382

184

5.4.7 Caudal y tiempo de retención del efluente a tratarse en el

pantano artificial

Es un factor crítico, ya que tiempos de retención (generalmente

denominados en estos sistemas “tiempos de residencia”) demasiados

cortos pueden inhibir la degradación de algunos contaminantes,

mientras que tiempos de retención excesivamente largos pueden dar

lugar a un estancamiento.

El caudal de alimentación de agua ácida de mina al proceso wetland

a escala piloto es:

Q = 0.082 L/s = 4.91 L/min = 1.30 GPM. Diariamente se ha tratado y neutralizado un volumen total de 7070

litros de agua ácida de mina equivalente a 7.07 m3/día. El tiempo de

retención acumulado en el proceso es de 382 minutos distribuidos de

la siguiente manera:

I Fase Tiempo (Inicial) Tiempo (Final) Aserrín 0’00” 17’33”

Celda Tierra Negra 17’33” 35’60”

Aserrín 35’60” 52’39”

Celda Compost 52’39” 70’12”

185

II Fase Tiempo (Inicial) Tiempo (Final) Celda caliza 70’12” 95’02”


Celda Estiércol (guano) 112’35” 130’07”


III Fase Tiempo (Inicial) Tiempo (Final) Celda caliza 147’41” 172’30”




IV Fase Tiempo (Inicial) Tiempo (Final) Celda caliza 225’10” 249’59”




V Fase Tiempo (Inicial) Tiempo (Final) Plantas acuáticas 302’38” 382’25”

Salida plantas acuáticas 382’25”

186

CAPITULO VI

ANÁLISIS DE LA ESTRATEGIA ACTUAL DEL MÉTODO

DE PANTANOS ARTIFICIALES

6.1 Análisis de resultados a escala piloto

Al Cabo de 60 días consecutivos de tratamiento pasivo de aguas

ácidas mediante el proceso Wetland (sistema humedal biológico) se

puede observar en las tablas del monitoreo (ver anexo). Los resultados

obtenidos por cada celda que contiene un substrato definido sean

aserrín, caliza, tierra negra (húmica), estiércol, compost y plantas

acuáticas.

Según la configuración definida para cada substrato por donde va a

atravesar el agua ácida se han obtenido valores físicos y químicos en

relación a la calidad de agua después que circula por cada celda de

substratos. En las tablas que se muestran cada 5 días se puede

verificar el pH final a la salida de las celdas de plantas acuáticas oscila

en el rango de 6.5 a 7.5 con un promedio de 7.0, observándose

claramente la tendencia del pH a incrementarse a medida que

atraviesa cada lecho microbiológicos que son responsables del

187

aumento de pH y de la remoción de los metales pesados en solución

asociados en un ambiente pantanoso natural.

Con relación a los sólidos en suspensión y a los metales pesados a

la salida del sector de plantas acuáticas presentan valores en rango de

los límites máximos permisibles. También la concentración inicial del

ión sulfato (SO4=) disminuyó significativamente con respecto a la

concentración inicial de sulfatos presentes en el agua ácida de mina

inicial. Otra característica observada en el sistema wetland es que a

medida que aumenta el pH de neutralización disminuye la

conductividad de la solución y el potencial redóx.

Por otro lado los resultados obtenidos del balance continuo ácido –

base en el proceso Wetland a escala piloto nos muestran en los

cuadros tabulados cada 5 días durante 60 días que el RATIO

(ANP/AGP) osciló entre 819.66 y 483.39, valores indicativos de una

adecuada neutralización del agua ácida de mina, lo cual se manifiesta

a través del pH neutralizado en cada celda y en los correspondientes

potenciales netos de neutralización (NNP) y del RATIO (ANP/AGP)

donde ANP= potencial de neutralización ácida y AGP = potencial

generación de ácido.

Los substratos ricos en materia orgánica (como la turba) son

especialmente efectivos debido a su gran capacidad de intercambio

iónico, favoreciendo así la eliminación de metales y otros

188

contaminantes si se usan como substrato purificador de una solución

contaminada. Se suelen utilizar con estos fines materiales orgánicos

que aseguren una liberación lenta del carbono, para prolongar al

máximo la reserva de nutrientes. Así, los materiales susceptibles de

ser utilizados son muy variados: compost de residuos sólidos urbanos

(restos de comidas de los comedores) o de residuos agrícolas,

estiércol de distintos animales (caballo, vaca, oveja,…), paja y heno,

etc. Prácticamente es válido cualquier material que tenga alto

contenido en materia orgánica oxidable.

Así, se construyó la primera celda que se llenó con aserrín para

detener los sólidos en suspensión para que luego, en forma

secuencial, se vaya combinando con otros substratos. La entrada al

sistema y el control del flujo, se produce a través de dos compuertas

para cada una de los serpentines independientemente, éstas obligan a

la solución a entrar por el fondo de la celda, favoreciendo las

condiciones anóxicas. Una de las medidas básicas para favorecer la

circulación sub superficial del agua es utilizar en el relleno una mezcla

de materiales (tal como se ha hecho) que asegure una adecuada

conductividad hidráulica y que minimice el riesgo de compactación, lo

que induciría la circulación laminar de la solución sobre el relleno o

según caminos preferenciales que harían reducir el tiempo de

residencia dentro del sistema.

189

Es frecuente que las partículas de material orgánico taponen las

perforaciones de los agujeros de las compuertas que separan cada

celda.

Respecto a los criterios de dimensionamiento de celdas anaerobias

con rellenos orgánicos basados en el tiempo de residencia, se ha

establecido experimentalmente que la eficacia del tratamiento se

incrementa en forma directamente proporcional al tiempo de

residencia, cuyo punto óptimo se sitúa en torno a las 12-14 horas

(aunque depende en gran medida de la calidad del agua ácida a

tratar), tiempo a partir del cual la calidad del agua no cambia de forma

apreciable (Younger et al., 2002).

La composición química del agua no impone limitaciones para la

utilización de este sistema de tratamiento. Es adecuado tanto para

aguas netamente ácidas como para aguas netamente alcalinas y

admite un alto contenido en cationes metálicos y en oxígeno disuelto,

al menos teóricamente (Watzlaf, 1998). Las necesidades de

pretratamiento se reducen a la decantación de los sólidos en

suspensión para evitar que se introduzcan en las celdas, donde

podrían ocasionar una disminución de la permeabilidad del substrato al

colmatar sus poros. Los sólidos en suspensión se depositan en la poza

de distribución (poza de decantación) situada entre la cascada de

aireación y las celdas con substrato.

190

En cuanto a la circulación de la solución, se debe asegurar que ésta

circule a baja velocidad y preferentemente, por la superficie, hacer

efectivo el tiempo de residencia (tiempo que permanece el agua en el

interior de la celda) y maximizar la superficie de contacto de la lámina

de agua con el aire, para favorecer la entrada de oxígeno por difusión y

promocionar así la consiguiente volatilización, además de la

degradación fotolítica. En las celdas aerobias se busca promover la

oxidación e hidrólisis del contaminante, catalizada por bacterias para el

tratamiento de las soluciones, y su diseño busca crear condiciones

idóneas para la actividad de las bacterias oxidantes. En cualquier caso,

y a pesar de la denominación como aerobia de esta celda, es obvio

que en ella coexistirán condiciones aerobias y anaerobias.

Sobre la superficie del substrato en la poza de plantas acuáticas se

procedió a plantar: cortadera, berros, carrizos; se seleccionaron estas

especies por el buen comportamiento de estas plantas, las cuales

representan ventajas de que está disponible en abundancia en nuestra

región, de forma natural, resiste muy bien el transplante, se propaga

rápidamente y es tolerante a condiciones de agua muy agresivas: viven

en temperaturas medias entre 10 y 30ºC, y acepta alimentación de

soluciones con un pH entre 3,5 y 8.5. La plantación se llevó a cabo tres

meses antes de puesta en marcha de las otras celdas manteniéndose

inundada con agua dulce (procedente de un bofedal cercano a la zona)

hasta la puesta en funcionamiento del sistema.

191

Como limitaciones de esta unidad se puede apuntar que si el

contenido en metales es muy elevado (como sucede en algunas aguas

de mina de minería metálica) las aguas pueden resultar tóxicas para

las plantas y ocasionar su muerte a corto plazo; en este caso fue

preferible utilizar los humedales únicamente como sistema de

postratamiento, de manera que el contenido en metales del agua ya se

haya reducido antes de introducirla en ellas. Nótese que esta

recomendación va en la línea del diseño de humedal que se construyó.

Como uno de los factores que pueden limitar la eficacia de este

sistema de tratamiento es la disponibilidad de oxígeno, se incorporó

mecanismos de aireación para oxigenar el agua antes de introducirla

en las celdas y reponer el oxígeno consumido en procesos anteriores.

En el caso del humedal que se construyó, la aireación de la solución

previa a su introducción en el sistema es especialmente necesaria, al

incluir el diseño un pretratamiento en ambiente más o menos

anaerobio (poza orgánica).

6.2 Definición de la estrategia actual de COMARSA

La unidad minera Comarsa, se encuentra en trabajos de cierre

progresivo, por el compromiso asumido con las autoridades

competentes en cuanto a la calidad de su drenajes y efluentes, tiene la

responsabilidad de realizar tratamientos para remediar las aguas

impactadas en la quebrada Sacalla (zona donde se propone el

192

desarrollo del proyecto a nivel industrial), para tal fin la empresa busca

la alternativa viable no solo en la calidad de las aguas, sino en el costo

de tratamiento que tendrá que asumir en el cierre de mina y el post

cierre que tiene un tiempo aproximado de 5 años una vez que la mina

ya no realice operaciones de producción.

Actualmente, la alternativa de un tratamiento pasivo está latente, por

los efectos positivos que se desarrolló a escala piloto en la Quebrada

Desaguadero.

6.3 Estimación de inversiones

Los materiales a usarse en este sistema pasivo, no demandan altos

costos de inversión, preferentemente se utilizan substratos que se

obtienen de las zonas cercanas y los materiales adicionales en gran

mayoría para su construcción lo disponemos en la unidad minera.

193

CAPITULO VII

PLANTEAMIENTO DEL PROYECTO A NIVEL INDUSTRIAL

7.1 Introducción

Finalmente, se procederá a sugerir el diseño de un sistema pasivo a

escala industrial para el tratamiento de las aguas ácidas provenientes de las

filtraciones del Botadero Nº 5 en la zona de Sacalla.

Actualmente, se encuentran impactando estas aguas ácidas con contenidos

metálicos altos las cuales discurren hacia la quebrada de Sacalla. Aunque sí

es cierto que los valores de los metales disueltos pueden ser ligeramente

más elevados en temporadas de esquiaje que los correspondientes a

épocas de lluvias, también hay que tener en cuenta que estas aguas acidas

habrán perdido una parte importante de caudal cuando el botadero se

encuentre en su fase final al termino de su cierre por los trabajos de

revegetaciòn.

El caudal de trabajo se fijara en función de la superficie total de

tratamiento, y ésta, a su vez, en función de la disponibilidad de terreno. En el

caso particular que nos ocupa, no habría limitación de espacio, pues se

podría disponer de grandes extensiones de superficie.

194

Resulta entonces más oportuno establecer un periodo total de tratamiento,

cuyos parámetros encontrados en las pruebas de pilotaje ayudara a

reajustar la combinación de las celdas con los substratos ya estudiados.

7.2 Objetivos y alcances El objetivo principal es disminuir el grado de contaminación de las aguas

ácidas, para ello será necesario la supresión de la acidez, la precipitación de

los metales pesados, la eliminación de los sólidos en suspensión y la

disminución de sulfato; de esta forma remediar las zonas impactadas; a su

vez crear una nueva imagen positiva de la empresa minera ante sus

comunidades aledañas, evitando los conflictos sociales.

Buscar otra alternativa viable (no usar métodos convencionales de

tratamientos activos) para el tratamiento eficiente de los efluentes del

drenaje ácido en la zona en estudio.

Configuración y construcción de fangos artificiales.

El costo operativo de los tratamientos pasivos que demanda su

construcción y mantenimiento es bajo en comparación a los métodos

tradicionales, siempre mirando al futuro cuando la unidad minera no

reporte producción y tenga que cumplir con los compromisos

asumidos con las autoridades de acuerdo a la legislación del cierre y

post cierre de la mina.

195

7.3 Selección del área a escala industrial El caudal promedio de agua ácida a tratar en esta quebrada es del orden

de 40 l/s = 2400 l/min = 633.24 GPM y según los parámetros de diseño de

un banco Wetland se necesita de 22.5 m2/ GPM por lo tanto se precisa de 14

248 m2 de área para el tratamiento de las aguas ácidas de la quebrada

Sacalla.

El sector propuesto para la construcción de 633 bancos Wetlands equivale

a un área de 14 248 m2 es el sector denominado “Quebrada Sacalla”, la

zona presenta suficiente área para la construcción del pantano artificial, para

recolectar las aguas que provienen de la parte superior además de las

escorrentías aledañas a la quebrada será necesario la construcción de dos

buzones de concreto para romper la presión del agua ácida (sobre todo en

épocas de lluvias) antes de entrar en contacto con cada banco Wetland.

Por lo tanto para un caudal de:

40 l/s = 2400 l/min. = 633.24 GPM

Se requiere un área de 14 248 m2 equivalente a:

14 248 / 22.5 = 633 bancos wetland a construir.

Cada banco Wetland (que contiene a las celdas) tendrá las siguientes

dimensiones:

Largo = 1.5 m.


Ancho = 0.5 m.

196

Siendo la profundidad a partir de II fase en 0.2 m. a fin de proporcionar

la pendiente apropiada de circulación del efluente líquido (agua ácida).

Largo = 1.5 m

Profundidad = 0.4 m Ancho – 0.5 m

Fig. N° 7.1.- Perfil de una celda wetland 7.4 Selección de equipos, materiales y áreas

7.4.1 Descripción por cada banco wetland Cada banco Wetland consta de 4 fases de tratamiento y a su vez

cada fase posee un número definido de celdas wetland, los cuales

son descritas a continuación:

I Fase

Substrato Aserrín = 1 celda

Substrato Caliza = 1 celda

Substrato Tierra negra = 1 celda

Substrato Guano estiércol = 2 celda

II Fase


197



III Fase




IV Fase

Substrato Plantas Acuáticas = 1 celda

7.4.2 Substratos y/o materiales necesarios Materiales a emplearse en el sistema wetland a escala industrial por

cada banco Wetland.

a) CALIZA

Área/celda: Largo = 1.5 m

Ancho = 0.5 m


Volumen = 0.30 m3

Densidad aparente = 2.5 TM/m3

Factor de esponjamiento = 55%

Peso necesario de estiércol/celda = 412.5 kg.

Peso de caliza a emplearse por fase I Fase = 1 celda

Caliza necesaria = 412.5 X 1 = 412.5 kg.

198

II Fase = 1 celda

Caliza necesaria = 412.5 / 2 = 206.25 kg.

III Fase

Caliza necesaria = 412.5 / 2 = 206.25 kg.

*Nota: En las Fases II y III la carga de caliza es únicamente el 50%

de lo requerido en relación a la Fase I.

Peso total de caliza en un banco Wetland: 825 kg ó 0.825 TM

para un flujo de agua ácida de mina de 3.79 L/min.

b) ASERRIN


Ancho = 0.5 m


Volumen = 0.30 m3



Peso necesario de aserrín/celda = 105 kg.

Peso de aserrín a emplearse por fase

I Fase = 1 celda

Aserrín necesario = 105 X 1 = 105 kg.

Peso Total de aserrín en un banco wetland = 105 kg. ó

0.105 TM para un flujo de agua ácida de mina de 3.79 L/min.

199

c) GUANO (ESTIERCOL)


Ancho = 0.5 m


Volumen = 0.30 m3



Peso necesario de estiércol/celda = 168.0 kg.

Peso de estiércol a emplearse por fase

I Fase = 1 celda

Aserrín necesario = 168 X 1 = 168 kg.

II Fase = 2 celdas

Estiércol necesario = 168 X 2 = 336 kg.

III Fase = 2 celdas

Estiércol necesario = 168 X 2 = 336 kg.

Peso Total de estiércol en un banco wetland = 840 kg. ó 0.84

TM para un flujo de agua ácida de mina de 3.79 L/min.

d) TIERRA NEGRA AGRÍCOLA (tierra húmica)


Ancho = 0.5 m


Volumen = 0.30 m3

200



Peso necesario de tierra/celda = 318.78 kg.

Peso de tierra negra a emplearse por fase

I Fase = 1 celda

Tierra negra necesario = 318.78 X 1 = 318.78 kg.

II Fase = 1 celdas

Tierra negra necesaria = 318.78 X 1 = 318.78 kg.

Peso Total de tierra negra necesaria en un banco Wetland =

637.56 kg. ó 0.64 TM para un flujo de agua ácida de mina de

3.79 L/min.

e) Plantas acuáticas

Se colectan las plantas acuáticas necesarias (cortadera,

berros, algas) de la zona a fin de sembrarlas en los bancos

Wetland.

7.4.3 Total de substratos a emplearse en el tratamiento de aguas ácidas

a) CALIZA

Para un caudal de 40 L/s = 2400 L/min se requiere de un área

de 14248 m2 equivalente a: 14 248.0 / 22.5 = 633 bancos

Wetland a construir.

201

Peso de caliza/ banco Wetland = 825 kg ó 0.825 TM

Peso de caliza 633 banco Wetland = 522.2 TM caliza

b) GUANO – ESTIÉRCOL


de 14 248.0 m2 equivalente a: 14 248.0 / 22.5 = 633 bancos

Wetland a construir

Peso de estiércol/ banco Wetland = 840 kg ó 0.84 TM

Peso de estiércol/ 633 banco Wetland = 531.7 TM caliza.

c) ASERRÍN

Peso aserrín banco Wetland = 105 Kg. = 0.105 TM.

Peso de aserrín /633 banco Wetland = 66.5 TM Aserrín.

d) TIERRA NEGRA


de 14 248.0 m2 equivalente a:

14 248.0 / 22.5 = 633 bancos Wetland a construir

Peso de tierra negra/ banco Wetland = 637.56 kg ó 0.64 TM

Peso de tierra negra/ 633 banco Wetland = 405 TM tierra

negra.

202

e) PLANTAS ACUÁTICAS Las necesarias para los bancos Wetland, primordialmente de la

zona.

Tabla N° 7.1.- Total de substratos a utilizarse a escala industrial

SUBSTRATOS Nº DE BANCOS PESO

Caliza 633.0 522.2 TM

Estiércol 633.0 531.7 TMTierra Negra 633.0 405.0 TM

Aserrín 633.0 66.5 TMPlantas acuáticas las necesarias las requeribles

Fuente: resultados obtenidos en base a las pruebas experimentales.

Resumen del total de substratos a emplearse en el sistema

Wetland a escala industrial

a) CALIZA

Para un caudal de 0.12 L/s = 7.2 L/min = 2.0 GPM se requiere

de un área de 45 m2 equivalente a: 45 / 22.5 = 2 bancos

Wetland a construir

Peso de caliza / banco Wetland = 825 kg ó 0.825 TM

Peso de caliza /2 bancos Wetland = 1.65 TM caliza

203

b) GUANO – ESTIÉRCOL

Para un caudal de 0.12 L/s = 7.2 L/min = 2.0 GPM se

requiere un área de 45 m2 equivalente a: 43 / 22.5 = 2 bancos

Wetland a construir.

Peso de estiércol / banco Wetland = 840 kg ó 0.84 TM

Peso de estiércol / 2 bancos Wetland = 1.68 TM caliza.

c) TIERRA NEGRA

Para un caudal de 0.12 L/s = 7.2 L/min = 2 GPM se

requiere de un área de 45 m2 equivalente a: 43 / 21.5 = 2

bancos Wetland a construir.

Peso de tierra negra/ banco Wetland = 637.56 kg ó 0.64 TM

Peso de tierra negra /2 bancos Wetland = 1.28 TM tierra

negra.

d) ASERRÍN

Peso aserrín banco Wetland = 105 Kg. = 0.105 TM.

Peso de aserrín / 2 bancos Wetland = 0.21 TM Aserrín.

e) PLANTAS ACUÁTICAS Se colectaran las plantas acuáticas necesarias de la zona.

204

7.5 Dimensionamiento para el serpentín Wetland N° 1

I FASE

(Aserrín + arena) = 214 Kg.

Caliza de ¾” = 233 Kg.

Tierra negra = 197 Kg.

Estiércol (guano) = 195 Kg.

II FASE





III FASE


Plantas acuáticas = 3 variedades.




IV FASE

Plantas acuáticas = 3 variedades

205

Tabla N° 7.2.- Total de substratos a utilizarse en el Serpentín N° 1

SUBSTRATOS PESO

Caliza -3/4" 639.0 TM

Estiércol 371.0 TM

Tierra Negra 841.0 TM

Aserrín + Arena 214.0 TM

Plantas acuáticas 3 variedades

Fuente: Cálculos realizados para un serpentín

7.6 Dimensionamiento para el serpentín Wetland N° 2

I FASE

(Aserrín + arena) = 205 Kg.




II FASE





III FASE






206

IV FASE

Plantas Acuáticas = 3 variedades

Tabla N° 7.3.- Total de substratos a utilizarse en el Serpentín N° 2

SUBSTRATOS PESO

Caliza -3/4" 687.0 TM

Estiércol 436.0 TM

Tierra Negra 837.0 TM

Aserrín + Arena 205.0 TM

Plantas acuáticas 3 variedades

Fuente: Cálculos realizados para el serpentín N° 2

Total de materiales empleados para el serpentín N° 1 y 2

Total de Caliza de ¾” = 1326 Kg. = 1.326 TM.

Total de Tierra negra = 807 Kg. = 0.807 TM.

Total de Estiércol (guano) = 1678 Kg. = 1.678 TM.

Total de (Aserrín + arena) = 419 Kg. = 0.419 TM.

Total de Plantas acuáticas = 3 variedades

7.7 Descripción del diagrama de flujo

A continuación se muestra el esquema de la conformación del Banco

Wetland a escala industrial involucrando las 04 fases de tratamiento

incluyendo las celdas de substratos que integran el sistema pasivo.

207

I FASE Profundidad 0.4 m. II FASE Profundidad 0.6 m.

III FASE

Profundidad 0.8 m.

IV FASE Profundidad 1.0 m. SALIDA SISTEMA WETLAND

Figura Nº 7.2.- Vista en planta del banco wetland a escala industrial

ASERRIN

CALIZA

TIERRA NEGRA

ESTIERCOL

CALIZA

TIERRA NEGRA

ESTIERCOL

ESTIERCOL

CALIZA

PLANTAS

ESTIERCOL

PLANTAS

ESTIERCOL

POZO DE PLANTAS

208

CAPITULO VIII

EVALUACIÓN DE COSTOS

PARA EL PROYECTO A ESCALA INDUSTRIAL

8.1 Costo de piedra caliza (CaCO3)

La piedra caliza (CaCO3) utilizada como substrato en las celdas Wetland

es proveniente de la comunidad de Cerro Blanco ubicada a 33 Km de la

unidad minera Comarsa.

El costo de la caliza por TM asciende al valor de S/. 60.0 (sesenta nuevos

soles por TM); valor que incluye mano de obra de seis personas de la

comunidad de Ingacorral por labores de apilamiento y carguio de la piedra

caliza a los volquetes de Comarsa.

Los volquetes de Comarsa transporta la caliza desde Cerro Blanco a la

unidad minera; el costo por TM de caliza fue acordado con el presidente de

la comunidad de Ingacorral Sr. Humberto Sare Aranda; normalmente 04

personas de la comunidad de Ingacorral efectúan la operación de carguío a

dos volquetes de Comarsa durante cuatro horas efectivas de trabajo,

cargando aproximadamente 32 TM de caliza para los dos volquetes (16 TM

de caliza por cada volquete). Peso de caliza utilizado en el sistema Wetland

209

(en 2 serpentines) a escala industrial para el tratamiento de aguas ácidas de

la quebrada Sacalla .……………………………………………… 1.326 TM

Costo de la piedra caliza en 1.326 TM caliza……...…………... S/. 79.56

Considerando al tipo de cambio de 1 dólar americano………… US $.3.00

Por lo tanto costo de la piedra caliza por 1.326 TM …………… US $.26.5

8.1.1 Transporte de la piedra caliza (CaCO3) El costo del transporte de la piedra caliza vía volquete desde Cerro

blanco hasta la unidad minera (laboratorio de investigaciones

metalúrgicas - Comarsa), es como sigue:

- Tiempo de recorrido de cada volquete vació (desde cerro

Blanco hasta la unidad minera): 1 hora

- Tiempo de recorrido de cada volquete cargado con 16 TM de

caliza desde Cerro Blanco a COMARSA: 1.5 horas

- Número de volquetes COMARSA utilizados: 2 volquetes.

- Total de caliza transportada por los 2 volquetes: 32 TM caliza.

- Kilómetros de recorrido desde Cerro Blanco a Clarita: 25 Km.

- Costo de transporte: US $ 0.10 / TM / Km. recorrido (área de

costos)

- Costo total de la caliza transportada US $ 0.10 X 32 TM X 25

Km. = US $ 80.00

210

- Costo de transporte caliza (únicamente en los 2 serpentines

Wetland): US $ 0.10 X 1.326 TM X 25 Km = US $ 3.31

8.1.2 Chancado de la piedra caliza a granulometría - 3/4”

El costo del chancado de la caliza a granulometría – ¾” en las

instalaciones del laboratorio de investigaciones metalúrgicas, se realizó

según la secuencia de operación del chancado, que a continuación se

detalla:

a. Los bloques grandes de piedra caliza fueron chancadas y

reducidas mediante comba de 12 libras a granulometría de 4” y

fueron realizadas por dos operadores.

b. Posteriormente la piedra caliza de 4” fue alimentada a la parrilla

de la tolva de la chancadora primaria del laboratorio de

Investigaciones metalúrgicas y fue triturado en 2 etapas.,

siendo la fragmentación de la caliza en primer lugar de 4” a 2” y

posteriormente en la chancadora secundaria de 2” a 3/4”,

regulándose en ambos casos la abertura de descarga del

producto triturado. Estas operaciones fueron realizadas por dos

operadores en la operación propiamente dicha.

Para el costo global de la operación de chancado se incluye

los costos individuales del uso de la chancadora primaria y

secundaria del laboratorio de Investigaciones metalúrgicas,

energía y mano de obra. Para el cálculo de estos costos se va

211

a utilizar los factores de costo proporcionado por la jefatura de

esta área.

Costo de Equipos: US $ 2.5 / hora.

Costo de Energía: US $ 0.64 / hora

DATOS DE OPERACION

- Tiempo neto de operación de chancado de caliza de 4” a ¾” : 9.4 horas

-

- TM de caliza chancadas a ¾” : 2.941 TM ≈ 2.5 TM

- Nº de total de operadores empleados en las operaciones de

chancado ( a + b ) : 4

- TM de caliza a ¾” utilizada en los 2 serpentines Wetland: 1.326

TM caliza

Costo Global Operación de Chancado:

Costo equipo + costo energía + costo mano de obra

Costo de Equipo de Chancado:

Costo de equipo (para producir 2.5 TM caliza):

212

Costo neto de equipo (para producir 1.326 TM empleada en los

serpentines Wetland) = US $12.46

Costo de Energía:

Costo de energía (para producir 2.5 TM caliza):

Costo neto de energía para producir 1.326 TM de caliza empleada en

los 2 Serpentines Wetland: US $ 3.19

Costo de Mano de Obra:

Costo mano de obra para producir 2.5 TM de caliza:

Costo neto de mano de obra para producir 1.326 TM de caliza

empleadas en los 2 serpentines Wetland: US $23.07

Costo global operación chancado:

US $12.46+US $3.19+US $23.07 = US $38.72

213

8.2 Costo de guano y/o estiércol

El guano y/o estiércol utilizado en el sistema Wetland proveniente de la

localidad de Huacascorral.

- Nº de volquetes utilizados: 1

- Km de recorrido desde Huacascorral: 15 Km.

- Costo de una volquetada de guano: 10.5 TM de guano =

S/.800.00 nuevos soles = US $267.00 dólares americanos

(considerando el tipo de cambio = 3.0 soles).

- Costo de 1 TM de guano = S/. 76.19 = US $25.40 / TM guano

- Costo de las 10.5 TM de guano transportado: US $ 0.10 x 10.5 x

15 = US $15.75

- Costo neto por transporte de las 1.687 TM de guano (únicamente

utilizadas en los 2 serpentines wetland: US $2.53

- Costo de compra de 1.687 TM de guano (únicamente lo utilizado

en los 2 serpentines Wetland): US $42.84

- Costo total de guano utilizado en el Wetland:

Costo compra + costo transporte = US $42.84 + US $ 2.53 = US $45.37

8.3 Costo de recolección de plantas acuáticas

Las plantas acuáticas utilizadas en el proceso Wetland como: berros,

algas, cortaderas y otros fueron colectados y transportados por camioneta y

provinieron de las lagunas y ríos de:

214

Laguna de Tambopampamarca

Quebrada Santuario

El costo es únicamente por el transporte de dichas plantas de cada punto

citado hasta la unidad minera - COMARSA.

Tabla N° 8.1.- Distancia de transporte en recolectar plantas acuáticas

RECORRIDO PARA EL TRANSPORTE DE

PLANTAS Tiempo

Ida Tiempo Vuelta

Tiempo Total

Tiempo de recorrido desde Mina COMARSA hasta laguna Tambopampamarca

0.75 0.75 1.5

Tiempo de recorrido desde Quebrada Santuario hasta Sacalla (lugar donde se desarrollara el proyecto del Wetland – escala industrial)

0.5 0.5 1.0

- Costo de alquiler de una camioneta: US $80 / día = US $3.33/hora - Costo de transporte de las plantas acuáticas desde la laguna de

Tambopampamarca a mina COMARSA (peso aproximado =200Kg.)

US $3.33/hora x 1.5horas = US $4.99

- Costo de transporte de las plantas acuáticas desde quebrada

Santuario a Sacalla (peso aproximado =200Kg.)

US $3.33/hora x 1hora = US $3.33

- Costo total por transporte de plantas:

US $4.99 + US $3.33 = US $8.32

215

8.4 Costo de tierra negra (húmica)

El costo de colección y transporte de tierra negra y/o húmica de los

alrededores de la unidad minera, es decir tierra agrícola ha sido colectado y

transportado de cerros aledaños a los botaderos y cerros próximos del

sector de quebradas.

El sector es el siguiente:

- El costo efectivo por transporte de la tierra negra únicamente por lo

utilizado en los serpentines Wetland equivalente a 0.807 TM de

tierra negra.

- Costo de transporte: US $ 0.10 x 0.807 x 5Km = US $0.40 - Costo de mano de obra Nº de operador utilizado: 1 operador. - Tiempo apilamiento de tierra negra: 3 días. - Costo de mano de obra: US $ [14.5 x 1/ 8] 3 = US $5.43 - Costo neto = costo de transporte + costo de mano de obra.

US $0.40 + US $5.43 = US $5.83

8.5 Costo de materiales y/o accesorios

El costo de construcción del sistema Wetland (botadero N° 5 – Sacalla)

para el presente sistema se usan los materiales que a continuación se

detallan con sus respectivos precios unitarios sin IGV:

*Considerando un tipo de cambio de US $ 1.00 = S/.2.85

*Precios proporcionados por logística Lima Fecha 12/04/2011

216

Tabla N°8.2.- Materiales que se usaran en la construcción del Wetland

20 24.50 8.75 175.00C emento P ortland V B L S

E lectrodo C ellocord de 1/8" 2.59P Z A 24

C O S TO TO TAL S IN IG V 1929.53

K G 1.5 4.98 1.78 2.670.30

72.15 144.30416.85 148.87

88.19 31.49 141.730.11P erno cabeza hexagonal de ½ " x 1 ½ "

J ebe de ¼ " x 24 x24 P Z A 2Angulo de fierro negro 3/8" x 2" MT 4.5

Válvula Inox de bola de 1"Ø P Z A 2 99.25C odo de P VC de 2" Ø P Z A 1 2.72

3 5.30

35.45 70.890.97 0.971.89 5.68

B loquetas de cemento P Z A 50 1.99 0.71 35.56Y ee de P VC de 2" Ø P Z A

P egamento para tubería de P VC G L N 0.5 28.93S ika 1 - impermeable K G 2 2.41

1 253.50

10.33 5.170.86 1.72

90.54 90.54Adaptador de P VC de 1"Ø con ros ca P Z A 4 0.76 0.27 1.09Válvula Inox de bola de 2"Ø P Z A

C ombas de acero 12 libras P Z A 4 29.37S acos de polietileno (s aco met)20"x30" P Z A 50 0.72

24 8.00

10.49 41.950.26 12.842.86 68.57

Tubo de P VC de 4"Ø P Z A 4 16.53 5.90 23.61L is tones de madera 2" x 8" x 10" P Z A

Tubo de P VC de 2"Ø P Z A 1 73.85Tee de P VC de 2"con ros ca P Z A 2 38.04

5 2.72

26.38 26.3813.58 27.17

0.97 4.86C odo de polietileno de 2" x 90 P Z A 7 1.27 0.45 3.16R educción campana P VC de 2" a 1" P Z A

L is tones de madera 1" x 1" x 10" P Z A 50 0.50Alambre de amarre Nº 8 K G 27 2.37

5 7.04

0.18 8.930.85 22.822.51 12.56

C emento gris P acas mayo B L S 55 19.50 6.96 383.04

Varilla de fierro corrugado P Z A

Alambre de púas R L L O 1 51.06C lavos de 2 ½ " K G 3 1.88

2 2.32

18.24 18.240.67 2.010.83 1.66

C lavos de 3" K G 5 2.45 0.87 4.37C lavos de 2" K G

C O S TO UNITAR IO

US $.

C O S TO TO TAL US $

C lavos de 4" K G 7 1.83 0.65 4.58

MATE R IAL E S UT IL IZ ADO S E N L A C O NS TR UC C IO N DE L S IS TE MA

WE T L AND - AG UAS AC IDASUNIDAD

C ANTIDAD UTIL IZ ADA

C O S TO UNITAR IO

S /.

143.57 287.14

297.75

P lanchas P VC ¼ " x 24" x 24" P Z A 2 402.00P lanchas ¼ " x 24" x 24" P Z A 2 202.02

217

8.6 Costo de mano de obra – Construcción Wetland

Para el desarrollo de la construcción del proyecto Wetland se ha

considerado lo siguiente:

Considerar mano de obra de cuatro trabajadores durante 30 días por

un periodo aproximado de un mes de trabajo.

Considerar mano de obra de 1 Maestro albañil durante 30 días

Maestro albañil = [US $ 15.5 x 1.0 / 8 horas] x 30 = US $ 58.12

Total costo de mano de obra: US $ 217.5 + US $ 58.12 = US $ 275.62

8.7 Inversión total del proyecto

La inversión total en la construcción del sistema Wetland para 2

serpentines y/o bancos para el tratamiento de aguas ácidas de la quebrada

Sacalla es como sigue:

Inversión en la construcción de cada serpentín es:

US $ 2333.20 / 2 = US $ 1166.60

218

Tabla N°8.3.- Resumen de la inversión total del proyecto

Costo de mano de obra durante la construcción de 2 serpentines Wetland (se ha considerado 4 operadores durante 30 días mas 1 maestro albañil)

Costo de transporte de la caliza desde Cerroblanco a SacallaCosto de la caliza a ¾" (costo equipo + costo de energía + costo mano de obra)

45.37

3.3138.72

Costo del guano utilizado (costo guano + costo transporte)

INVERSION US $

1929.53

275.6226.50

DETALLES

Costo de materiales usados en la construcción de 2 serpentines Wetland (sin incluir IGV)

Costo de la caliza utilizada

Costo de planta acuáticas (únicamente por transporte)Costo de la tierra negra (costo transporte + mano de obra) 5.83

2333.20INVERSION TOTAL

8.32

8.8 Evaluación de los costos operativos y mantenimiento

Se ha proyectado una supervisión diaria de un operador durante 1 hora

diaria y al mismo tiempo realizar la renovación de la piedra caliza de la

segunda celda de cada serpentín con periodo de cada cuatro meses.

La renovación de la piedra caliza de la segunda celda implica un

movimiento en peso de caliza de 120 Kg cada un mes. Los costos de este

Ítem se muestran a continuación:

8.8.1 Costo de supervisión

Costo de supervisión durante cuatro meses consecutivos:

219

8.8.2 Costo de renovación de piedra caliza

El costo de renovación de piedra caliza de la segunda celda de cada

serpentín Wetland se cambiara cada cuatro meses, el costo incluirá lo

siguiente:

- Costo de la compra de la piedra caliza.

- Costo de transporte de la piedra caliza.

- Costo de chancado (preparación de la piedra caliza a granulación de

¾”) se incluye costo de equipo + costo de energía + costo de mano de

obra).

• Costo de piedra caliza:

Costo de piedra caliza cada 4 meses.

S/. 60.0 = S/. 25.2 = US $ 8.40

• Costo de transporte de la piedra caliza:

Costo de transporte: US $0.1 x 0.42 TM x 25 Km = US $ 1.05

• Costo de chancado (preparación de la piedra caliza a

granulación de ¾”)(se incluye costo de equipo + costo de energía + costo de mano de obra).

Costo de equipo.

Costo de equipo (para producir 420 Kg de caliza chancada):

220

Costo de energía.

Costo de energía (para producir 420 Kg de caliza a - ¾”):

Costo de mano de obra.

Costo de energía (para producir 420 Kg de caliza a -¾”):

Costo total de chancado: US $3.95 + US $1.01 + US $7.31 =

US $12.27

Para cuatro meses = US $217.5 + US $8.40 + US $1.05 + US $12.27

Costos de supervisión y mantenimiento: US $239.22 / 4 meses

Tabla N° 8.4.- Resumen de costos de supervisión y mantenimiento

DESCRIPCIÓN COSTO (US $) TIEMPO

Costo de supervisión 54.38 1 mes

Renovación de caliza 5.43 1 mes

TOTAL COSTOS = US $59.81 / mes

221

8.8.3 Costo operativo para el tratamiento del agua ácida

Para el cálculo del costo operativo en el tratamiento del agua ácida

se incluirá lo siguiente:

- Capacidad de volumen total de tratamiento

Total flujo a tratar: 0.12 l/s

Total volumen de tratamiento: 10.37 m3/día = 311.04 m3/mes - Costo de supervisión y mantenimiento

El costo de supervisión y mantenimiento por un mes: US $59.81/mes

El costo operativo para el tratamiento de agua ácida: US $0.19/m3

222

CAPITULO IX

CONCLUSIONES

Las características mineralógicas de las rocas, juegan un papel

determinante en la calidad y las características químicas que presentarán las

aguas que discurren de los botaderos con material de desmonte. Por otro

lado y de forma natural, las aguas van a ir evolucionando con el paso del

tiempo, dando lugar a variaciones que pueden resultar de interés a la hora

de plantearse la construcción de un sistema de tratamiento.

En la evolución de la calidad de las aguas juega un papel muy importante

la limnología generada dentro del propio botadero. Fenómenos como la

estratificación que suele desarrollarse de forma natural en los depósitos de

desmontes, permitirá tener aguas con distinto grado de contaminación,

convirtiendo a las más superficiales, en aguas aptas para ser vertidas a los

cauces naturales o aptas para una posterior utilización.

En el presente trabajo se ha realizado una revisión bibliográfica de las

últimas innovaciones tecnológicas en cuanto al tratamiento de las aguas

ácidas proveniente de la minería. Se han propuesto una serie de alternativas

clasificadas en función del tipo de substratos (combinación en las celdas de

223

tratamiento). Éstas se han basado en experimentos muy novedosos

realizados por profesionales a nivel mundial en emplazamientos similares a

las aguas ácidas de mina. Lo que se pretende con este conjunto de

alternativas, es facilitarle a la empresa la tarea de elección del tratamiento de

sus aguas ácidas, en caso fuera necesario llevarlo a cabo.

En base a las pruebas experimentales y el pilotaje desarrollado, se

concluye que el mejor de los tratamientos será aquel que conlleve procesos

que hagan reducir los altos valores de acidez y que consigan eliminar esos

metales superiores a las normativas para el vertido a cauces. Dadas sus

exigencias de costo y mantenimiento constante, los sistemas activos o

puramente químicos, no serían los más aconsejables. Se utilizarían en algún

caso, para reforzar el tipo de tratamiento que se elija.

En el presente estudio se han descrito métodos estrictamente pasivos

desarrollados “in situ” y basados en la acción bacteriana; los cuales son

limpios y eficaces en el tratamiento de aguas procedentes de la minería. La

ventaja de los sistemas pasivos es que se utiliza el espacio dejado al pie de

los botaderos contribuyendo además a minimizar el impacto ambiental que

podría suponer el colocar un nuevo “hueco” en el entorno de la mina, lo que

conlleva una reducción muy grande de costos, en construcciones y

materiales externos de grandes envergaduras, la adición del substrato

orgánico es imprescindible para conseguir los fines buscados y muy

económicos para la empresa a diferencia de las sustancias utilizadas en los

procesos activos, en los cuales pueden generarse eventos de

224

recontaminación por la entrada en el sistema de nuevos elementos, además

del inconveniente asociado a la gestión de lodos que se generan durante el

proceso de tratamiento.

A pesar de todas estas ventajas hay que decir, que aunque la eficacia de

los métodos pasivos es defendida por la gran mayoría de los investigadores,

los realizados “in situ” son métodos aún en experimentación. Gran parte de

ellos se están realizando en sistemas piloto de mediana escala situados en

la propia zona. Por tanto, aunque se consideran representativos de las

condiciones dadas en este estudio, son numerosos los procesos y

reacciones que pueden originarse en la propia zona de origen de las aguas

ácidas y que pueden no ser reproducibles a grandes escalas.

Otro factor a considerar es el tiempo de residencia, ya que estos sistemas

están pensados para que actúen indefinidamente, a menos que se realice

sobre los depósitos de desmonte algún tipo de restauración posterior (como

esta contemplado en el plan de cierre de mina). Pero en general, los

depósitos de desmonte de las minas que son abandonadas persisten en el

tiempo.

De la realización de pruebas experimentales a nivel de laboratorio y su

aplicación de un sistema pasivo a escala piloto para el tratamiento de aguas

ácidas con metales disueltos en los efluentes residuales de los depósitos de

desmonte (Botadero Norte de Tentadora) en la Qda. Desaguadero, se

deducen las siguientes conclusiones:

225

1. Los efluentes directos de las filtraciones del deposito de desmonte del

Botadero Norte del tajo Tentadora no se encuentran en su estado

óptimo para ser tratados exclusivamente por métodos pasivos, ya que

su carga contaminante puede variar mucho en periodos reducidos de

tiempo y contienen además una gran cantidad de sólidos en

suspensión. En este sentido, la revisión bibliografíca de interesantes

estudios de investigación a nivel mundial, ayudó a la aplicación de

tecnologías pasivas combinadas, como es el caso del pretratamiento

con cascadas de aireación con una poza de sedimentación para no

saturar a los substratos lo que facilitó mucho la implementación de un

sistema de tratamiento eficaz, así como el funcionamiento del mismo.

En rangos de concentraciones de metales disueltos varias decenas

de mg/l, y con caudales reducidos (de hasta 5 l/min) se pueden

obtener reducciones totales en los contenidos metálicos del orden de

0,17 mg/l/m2 mediante su tratamiento con tecnologías pasivas que

incluyan condiciones de aireación y circulación a través de substratos

de distintas naturalezas, combinando condiciones aerobias y

anaerobias. Los posibles metales que existan en solución, así como

los iones nitrato y nitrito, son eliminados mucho más eficazmente (si

se considera el tanto por ciento de eliminación): la tasa de eliminación

es de 0,16 mg/l/m2.

2. Una parte importante eliminación de los contaminantes del agua ácida

(en torno al 8-10%) se debe a mecanismos de degradación natural de

estos compuestos, tales como la volatilización de fases gaseosas y la

226

degradación fotolítica, y no es debida a su paso por los sistemas

físico-químicos que se crean en las unidades del sistema diseñado.

3. Dado que, por motivos técnicos, en la parte experimental de este

trabajo se ha operado por encima de los criterios de

dimensionamiento sugeridos en trabajos anteriores, es previsible que

utilizando caudales menores, la eliminación de los contaminantes sea

más elevada.

4. El sistema configurado en el proceso Wetland consiste de (aserrín –

arena gruesa), caliza, tierra negra, estiércol (guano), compost y

plantas acuáticas es el más apropiado para la obtención de una

calidad de agua con propiedades físicos y químicas en concordancia

con los límites máximos permisibles establecidos por la Dirección

General de Asuntos Ambientales del Ministerio de Energía y Minas.

5. Una tecnología pasiva que trabaje al servicio de una solución

procedente de una lixiviación natural (aguas ácidas) requiere un

mantenimiento simple, pero relativamente frecuente (no más de una

vez cada dos semanas), sobre todo en épocas de lluvias por el

arrastre de los sólidos. Para que el sistema desarrolle su

funcionamiento con normalidad, es necesario retirar, al menos con la

periodicidad antes citada, los lodos depositados en la poza de

sedimentación (que son elementos necesarios) y las placas de calcita

y aragonito que se forman, a modo de “costra” en los sistemas de

distribución del caudal.

227

6. Si bien no se obtiene una clara correlación entre la eficacia del

funcionamiento del sistema pasivo a escala piloto y la temperatura, sí

se observa una cierta variación estacional y un mejor funcionamiento

del sistema en los meses de estiaje.

7. En una medida incluso superior a los substratos, los vegetales

utilizados desarrollan un importante papel como depuradores de

contaminación metálica de la solución a tratar, ya que son capaces de

incrementar sus contenidos iniciales en metales de varias decenas a

varios cientos de veces (caso del Cu), principalmente en sus partes

radiculares, tras varios meses de tratamiento. Además, es importante

hacer notar que resisten bien las condiciones agresivas a las que son

sometidas, teniendo en cuenta la elevada toxicidad de la solución. El

inconveniente es que se necesita primero adaptarlas con agua dulce

hasta que sus raíces estén formadas y tal procedimiento demora unos

meses.

8. El uso del tratamiento pasivo de aguas ácidas de mina es de bajo

costo, y ambientalmente una firme alternativa con relación al uso de

tratamientos convencionales de drenajes ácidos de mina provenientes

de operaciones mineras en operación y/o en abandono. Esta

tecnología ofrece la ventaja adicional de una confiabilidad operacional

con requerimientos mínimos de control.

9. Los resultados obtenidos demostraron que las celdas anaeróbicas

(que contienen substratos orgánicos) del sistema Wetland remueven

efectivamente metales pesados a partir de drenajes ácidos de mina.

228

La precipitación de dichos metales como sulfuros insolubles por la

acción del H2S generado bacterialmente es identificado como un

importante proceso de remoción de metales, donde la máxima

cantidad de metales que puede ser precipitado en forma de sulfuros

es función de la cantidad de H2S disponible para las reacciones de

precipitación de metales pesados por consiguiente debe ser

incrementado la velocidad de reducción bacteriana de sulfatos.

10. Las cascadas de aireación resultan útiles para potenciar la aireación y

la oxigenación de la solución a tratar, para lo que se deben diseñar

con caídas importantes (varios centímetros) entre cada escalón.

11. Las celdas rellenas de substrato, como potencial descontaminador, la

profundidad no debe ser superior a los 25 - 30 cm, si el flujo

(superficial o subsuperficial) es horizontal. De esta forma, la escasa

profundidad del substrato es sinónimo de una gran área superficial, lo

que favorece el contacto aire/solución, a la vez que se evitarán

problemas de estancamiento de la solución.

12. Es recomendable que el sistema de Drenaje Anoxico en caliza sea en

primer lugar la etapa de pre tratamiento que adicione alcalinidad a las

aguas ácidas seguida por el sistema Wetland Aeróbico para remover

tanto hierro como sea posible a través de la oxidación.

13. Antes de comenzar el tratamiento propiamente dicho, es importante la

construcción de una celda de amplias dimensiones a modo de

decantador (acudiendo a la teoría de la sedimentación) que asegure

una buena eliminación de los sólidos en suspensión que lleva la

229

solución, de forma que se eviten paradas por mantenimiento,

alargando a la vez la vida útil de los substratos y mejorando la

eficiencia del sistema.

14. En la medida de lo posible, se debe ejecutar la obra del sistema en un

lugar con buena velocidad del viento, que provocará una dispersión

más rápida para que se volatilice, a la vez que permite el empleo de

hidro-aireadores en la superficie de las unidades que trabajen con

cierta lámina de solución. Mediante este método, se pueden lograr

incrementos del orden de un 20% en los niveles de oxígeno disuelto

en la solución.

15. Si se emplean en un sistema pasivo unidades anaerobias, se han de

tomar las precauciones oportunas (tanto durante la fase de

construcción como durante la de funcionamiento) para asegurar que

realmente se mantienen las condiciones anóxicas en su interior, lo

que no siempre resulta sencillo de llevar a cabo en la práctica. Para el

caso de estudio se tuvo que cubrir las celdas que contenían caliza,

para evitar su oxidación y deterioro.

230

LINEAS DE INVESTIGACIÓN FUTURA

• Resulta de gran interés seguir ensayando los efectos que se logran con mayores cargas contaminantes y con otros substratos.

• Determinar los análisis de sulfatos por colorimetría para obtener resultados inmediatos ya que estos provocan gran interferencia en el proceso.

• Tener el apoyo de un laboratorio de microbiología que ayude en el análisis del comportamiento de las bacterias para su evaluación.

• Profundizar el conocimiento de procesos combinados (activo y pasivo) para incrementar el volumen de tratamiento del agua ácida, sin bajar la eficiencia en la calidad del agua tratada.

• Definición de modelos cinéticos de adsorción de metales a partir de los resultados que se obtengan en la instalación industrial.

• Profundizar en la aplicación industrial esta tecnología y difundir las bondades que presenta en el campo del tratamiento de aguas ácidas de mina.

231

REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS - Ansola, G; 2003. Utilización de humedales artificiales en la depuración de

aguas residuales. En el agua, un bien para todos. Conservación,

recuperación y usos 6º Jornales Ambientales. Salamanca. Ed. P. Ramos,

S.A; pp. 145-170.

- Ansola, G. Gonzales J. M, Cortijo, R; De Luis, E; 2003, Experimental and

full-scale pilot plant constructed Wetlands for municipal wastewaters

treatment, Elsevier, Ecological Engineering.

- Barton, LL. Tomei, FA. 1995: Characteristics and activities of sulfate

reducing

- Bacteria. In: Barton LL (Ed). Sulphate-Reducing Bacteria. Plenum Press,

New York, p. 1-32.

- Béchard, G. Rajan, S. Gould, WD. 1993: Characterization of

microbiological processes for the treatment of acid mine drainage. In:

Torma AE, Apel ML.

Brierly CL (eds). Biohydrometallurgical Symposium, Minerals, Metals and

Materials Society, Warrendale, PA, Vol 2, p. 277-286.

- Brassard, P., Rosa, F. and Mudroch, A., 1994: Disposal of acid drainage

generating mine tailings in lakes and man-made reservoirs. Environmental

Technology. No. 17(10), p. 1059-1069.

- Bowell, R. 2006. Mine pit lakes. Reunión científico-técnica Sobre Gestión y

aprovechamiento del agua en el cierre de explotaciones mineras. Dpto. de

explotación y prospección de minas. Universidad de Oviedo.

232

- Castro, JM. Wielinga, BW. Gannon, JG. Moore, JN. 1999: Simulation of

sulfate – reducing bacteria in lake water from a former open-pit mine

through addition of organic wastes. Water Environ Res. No. 71, p. 218-223.

- Delgado, J.L. 2006: Características del futuro lago que se formará en la

corta de Meirama. Reunión científico técnica. Dpto. de Explotación y

Prospección de Minas, Universidad de Oviedo.

- Dvorak, DH. Hedin, RS. Edenborn, HM. McIntire, PE. 1992: Treatment of

metal- contamineated water using bacterial sulfate reduction: results from

pilot- scale reactors. Biotechnol Bioeng. No. 40, p. 609-616.

- Ordóñez alonso, MA. 1999. Sistema de tratamiento pasivo para aguas

ácidas de mina. Experiencias de laboratorio, diseño y ejecución. PhD

Thesis, Escuela de minas (School of mines), Oviedo, Spain.

- Palomino Zevallos Johnny (1996). Diseño de humedales artificiales para el

tratamiento de aguas residuales. Universidad Mayor de San Marcos,

facultad de química e Ingeniería Química.

- Younger, P.L. 1998. Design, construction and initial operation of full- scale

compost-based passive systems for treatment of coal mine drainage and

spoil leachate in the UK. In proceedings of the international Mine Water

Association Symposium on “Mine Water and Environmental Impacts”,

Johannesburg, South Africa (volume II) September 1998.

- Younger, P.L; Curtis, T.P; Jarvis, A.P y Pennell; 1997. Effective passive

treatment of aluminium-rich, acidic colliery spoil drainage using a compost

Wetland at Quaking houses, country Durham Burnal of the Chartered

Institution of water and Environmental Management, 11, 200-20.

233

ANEXOS

234

ANEXO N°I

Tablas con el monitoreo del tratamiento pasivo y su secuenciamiento por días de evolución – nivel piloto

235

ANEXO N°II

Planos:

- Ubicación del proyecto a nivel Piloto – Qda. Desaguadero

- Desarrollo de Pantanos Artificiales – Nivel Piloto.

- Cascadas de aireación: Corte y detalles – Nivel

Piloto.

- Esquema del Pantano Artificial – Nivel Industrial.

Documents

UNIVERSIDAD NACIONAL DE INGENIERIA - …cybertesis.uni.edu.pe/bitstream/uni/1078/1/inga_be.pdf · tratamiento de las aguas ácidas de mina, apoyadas sobre todo en métodos pasivos